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Diretoria da ABRH

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A RBRH é a revista oficial da Associação Brasi-leira de Recursos Hídricos, publicada trimestralmente. Os objetivos da revista são de: • Funcionar como fórum para apresentação de

conhecimento prático e científico dos aspectos de recursos hídricos;

• Publicar inovações científicas e tecnológicas na área de recursos hídricos;

• Fornecer através dos artigos soluções aos pro-blemas com base integrada, interdisciplinar e dos usos múltiplos dos recursos hídricos e sua con-servação ambiental.

Os editores da revista incentivam a publicação de

artigos que de alguma forma se incluem no seguinte:

• Artigos inéditos com contribuição científica e tecnológica nas disciplinas ou nos ambientes de recursos hídricos;

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Os artigos serão publicados quando aprovados

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RBRH: Revista Brasileira de Recursos Hídricos / Associação Brasileira de Recursos Hídricos - Vol.14, n.3 (2009)

Porto Alegre/RS: ABRH, 2007

Trimestral Substitui a RBE: Revista Brasileira de Engenharia - Caderno de Recursos Hídricos (1982-1995) que substitui a Revista Brasileira de Hidrologia e Recursos Hídricos (1978-1981). ISSN 1414-381X 1. Recursos hídricos - periódicos I. Associação Brasileira de Recursos Hídricos

CDU 556 (050) CDD 551.48

Teoria eO. D. L. S Perspectcom BasTarcisio T Avaliaçãem Vale Danilo Cé VerificaçMulti-objJuan Martí Estudo dsob DifeAdilson PiAffonso C Remoçãode Água Pedroza, S Gestão dÉdna CristAlexandre Águas SuEvoluçãoSuzana MaAbelardo A A Utilizaà MineraAdriano d

e AplicaçõesStrack, M. F. A

tivas de Efese no Caso dTadeu Nunes Ju

o de AlternaAluvial no Ssar de Oliveira

ção da Eficibjetivo na Caín Bravo, Walt

da Presençaerentes Tipoinheiro, Marco

Celso Gonçalve

o AnaeróbiaContamina

S.; Florencio, L

dos Recursotina R. F. Alve Silveira

ubterrâneaso da Salinizaaria Gico LimaAntônio de As

ação de Instação: O Case Paula Fontai

s do MétodoAlencar Neto, E

etivação da Cda Porção Munior, Antônio

ativa de IrriSemi-Árido:a Bastos, Abel

iência e Eficalibração Auter Collischonn

a de Pesticidos de Culturos Rivail da Silves Jr

a dos Compada por GasL.; Kato, M. T.

os Hídricos es; Alexandra N

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trumentos Eso da Regiãoinhas Bandeira

o de ElemenEdson Wendla

Cobrança peMineira da Bo Pereira Maga

igação Suple: Experimenardo A. de A.

cácia de umutomática dn & Carlos Ed

das no Perfiras va, Alberto W

ponentes BTolina .; Paim, A. P. S

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Econômicos o Carbonífea, Carlos Andr

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m Algoritmo do Modelo Hduardo Morelli

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S. Gavazza, S.

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Água no Braraíba do Sul

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17

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37

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95

RBRH — Revista Brasileira de Recursos Hídricos Volume 14 n.3 Jul/Set 2009, 5-15

5

Teoria e Aplicações do Método de Elementos Analíticos

O. D. L. Strack Departamento de Engenharia Civil - Universidade de Minnesota

[email protected]

Mariano da Franca Alencar Neto Departamento de Construção Civil - CEFETCE

[email protected]

Edson Wendland Departamento de Hidráulica e Saneamento — EESC/USP

[email protected]

Recebido: 19/01/07 - revisado: 13/03/09 - aceito: 26/08/09

RESUMO

Este artigo é uma revisão da teoria e aplicações do Método dos Elementos Analíticos (Analytic Element Method — AEM). O artigo apresenta a formulação básica dos elementos analíticos usados para modelagem bidimensional de campo de escoamento para o caso de aqüíferos em regime uniforme. Especial destaque é dado à formulação de elementos lineares usados para modelar rios, drenagens, paredes impermeáveis e zonas de diferentes condutividades hidráulicas. Algumas perspectivas de pesquisa e desenvolvimento são relatadas. Uma seção é especialmente dedicada à implementação computacional contendo alguns programas desenvolvidos tanto comerciais quanto de uso livre. O artigo finaliza com uma breve discussão das prin-cipais aplicações dentro e fora do Brasil, concluindo na importância do estudo do Método no contexto da modelagem de águas subterrâneas. Palavras Chave: Método de Elementos Analíticos, Modelagem de Águas Subterrâneas, Variáveis Complexas.

INTRODUÇÃO

O Método de Elementos Analíticos (AEM — Analytic Element Method) é um método computacio-nal baseado na superposição de expressões analíti-cas. É um modelo exato que, em princípio, pode ser estendido para representar qualquer campo vetorial bi ou tridimensional.

O Método foi desenvolvido em meados dos anos setenta para resolver um problema de águas subterrâneas: a modelagem dos efeitos do canal Tennessee-Tombigbee (1976) sobre os aqüíferos circun-vizinhos. O projeto demandou um modelo para reproduzir o escoamento subterrâneo tanto em escala regional como em escala local (Strack e Hait-jema, 1981a, 1981b).

A natureza do método, baseado na superpo-sição de expressões analíticas, possibilita abordar modelos de grande escala, mantendo um alto grau de precisão na pequena escala. Essa propriedade é particularmente utilizada para modelos em escala

estadual ou nacional, como os projetos NAGRON (Dutch National Groundwater Model) na Holanda (De Lange, 1996) e o Twin Cities Metropolitan Groundwater Model em Minneapolis, Minnesota, Estados Unidos (Seaberg et al., 1997).

O Método de Elementos Analíticos utiliza o teorema de decomposição de Helmholtz (Tong et al., 2003), segundo o qual, um campo vetorial que se anule no infinito pode ser dividido em um campo solenoidal (divergente igual a zero) e um irrotacio-nal, podendo haver adicionalmente um campo veto-rial harmônico que não contribua nem para o di-vergente nem para o rotacional. As partes decom-postas do campo vetorial são, então, representadas por expressões analíticas apropriadas, objetivando a modelagem de uma característica particular ou as-pecto específico do campo vetorial original.

Seguindo a decomposição de Helmholtz, ca-da elemento analítico é escolhido de forma a repre-sentar uma descontinuidade numa componente normal ou tangencial de um vetor. A solução para o


6

problema é formulada de forma que a continuidade do fluxo seja satisfeita.

Condições de contorno, freqüentemente in-ternas, são aplicadas ao longo de linhas ou curvas e são formuladas em termos de saltos ou descontinui-dades da variável procurada. As descontinuidades, a partir das condições de contorno, são aproximadas usualmente por polinômios.

Os elementos analíticos que controlam essas descontinuidades são freqüentemente, mas não sempre, formulados pelas Integrais de Cauchy ou por Funções de Legendre. Aplicações de elementos de contorno e integrais singulares de Cauchy não são novidades para problemas na engenharia geotécnica. Aplicações de equações integrais são usadas por Polubarinova-Kochina (1962) e Pilatovski (1966) na determinação de fluxo subterrâneo. O trabalho de Muskhelishvili (1958) contém uma importante dis-cussão sobre a aplicação da integral de Cauchy a elementos lineares, estabelecendo as condições necessárias para a modelagem de trechos de rios por segmentos de reta.

Uma diferença entre o Método de Elemen-tos Analíticos e as aplicações existentes de elementos lineares singulares (como no Método de Integrais de Contorno) é que as funções harmônicas são usa-das como parte da solução, sendo combinadas com funções que criam divergentes ou rotacionais.

Outra diferença é que os elementos analíti-cos são considerados como funções independentes com graus de liberdade a serem determinados ao final, em conjunto com as condições específicas.

A terceira diferença é que os elementos ana-líticos não são necessariamente construídos como integrais de linha.

O método é, em princípio, aplicável para campos vetoriais em geral, porém tem sido quase que exclusivamente aplicado para campos de esco-amento subterrâneo. PRINCÍPIOS DO MÉTODO DE ELEMENTOS ANALÍTICOS

A proposta do Método de Elementos Analí-ticos é descrever um campo vetorial geral, através de expressões analíticas que possam ser sobrepostas. Cada elemento é escolhido ou desenvolvido para reproduzir uma característica específica do campo vetorial. Talvez, a mais importante característica do AEM seja a liberdade que oferece na escolha dos elementos. Esses podem ser desenvolvidos usando

técnicas de transformação conforme, integrais de Cauchy, análise de Fourier, transformadas de Laplace, ou separação de variáveis. O método torna possível, e até mesmo encoraja, procurar e usar novos meios para o desenvolvimento e combinação de funções apropriadas ao problema abordado.

O Método de Elementos Analíticos será formulado para o caso de um campo vetorial bidi-mensional, seguindo Strack (1999), podendo ser estendido para problemas tridimensionais com o incremento usual de nível de dificuldade.

De acordo com o teorema da decomposição de Helmholtz (Tong et al., 2003), um campo vetorial que se anule no infinito pode ser formulado em termos de seu divergente e rotacional. Representan-do este campo por Qi, onde i = 1 representa a com-ponente x do campo vetorial e i = 2 representa a

componente y ( yxexx ≡≡ 21 ), o rotacio-nal e o divergente deste campo vetorial podem ser representados como β e γ− , respectivamente. Assumindo que tais quantidades são conhecidas, o campo vetorial solenoidal (divergente nulo) pode ser representado em termos do rotacional do campo escalar representado pela função de corrente Ψ

jiji x

Q∂∂

−=Ψε

β

( 1 )

em que ijε é um tensor de segunda ordem.

Similarmente, o vetor irrotacional pode ser representado em termos de gradiente de um poten-cial escalar Φ

ii x

Q∂∂

−=Φγ

( 2 )

Considerando que o rotacional iQβ

é igual a

β , a função escalar de corrente Ψ irá satisfazer necessariamente a equação de Poisson dada por:

βΨ =∇ 2 ( 3 )

Semelhantemente, o laplaciano do potenci-al Φ necessariamente será igual a γ

γΦ =∇ 2 ( 4 )


7

O campo vetorial restante, i.e., sem contri-buição de β nem de γ , pode ser escrito em termos do gradiente de um potencial ou em termos do rotacional de uma função escalar (ou, eventualmen-te, como uma combinação de ambas), i.e.,

j

h

iji

h

i

h

xxQ

∂∂

−=∂∂

−=ΨεΦ

( 5 )

em que j

ij x∂∂− ε representa o rotacional e onde

o sobrescrito h identifica funções harmônicas. O campo vetorial completo pode então ser escrito como a soma desses três campos vetoriais, i.e.,

i

h

iii QQQQ ++=γβ

( 6 )

Geralmente, o rotacional e o divergente, ou

ambos, são desconhecidos a priori. Essas quantidades podem, inclusive, depender da própria solução e freqüentemente originam um sistema de equações diferenciais não-lineares. Assim, escolhas apropria-das para as funções que representam o rotacional e o divergente são essenciais para a formulação de um elemento analítico eficiente.

Para o caso de escoamento subterrâneo, o divergente é associado com infiltração (divergente dado), com perdas a serem determinadas (divergen-te desconhecido a priori) ou, em modelos transientes, com mudanças no armazenamento. O rotacional é diferente de zero para os casos de variação da con-dutividade hidráulica, da elevação da base ou da espessura do aqüífero. O rotacional também é dife-rente de zero para casos de anisotropia da conduti-vidade hidráulica. ESCOAMENTO DE DEPUIT-FORCHHEIMER EM AQÜÍFEROS DE ÚNICA CAMADA

Ao adotar a aproximação de Dupuit-Forchheimer, a resistência ao escoamento na direção vertical é negligenciada (Strack, 1989). A aproxima-ção de Dupuit-Forchheimer nas áreas onde componen-tes verticais do escoamento são relativamente gran-des, (e.g. na vizinhança de poços parcialmente pene-trantes) produz soluções precisas em termos da

descarga, mas são apenas aproximadas em termos de cargas hidráulicas. Essa limitação não impede a determinação de linhas de corrente (stream lines) tridimensionais em tais modelos (Haitjema, 1995).

Os elementos analíticos que representam as características que afetam o escoamento podem ser retos, curvos ou ainda fechados. A infiltração em aqüíferos é modelada como uniforme ou como ini-cialmente constante, em áreas delimitadas por polí-gonos (Strack, 1989).

Os elementos analíticos são representados por potenciais complexos, exceto as funções que representam infiltração. Esses potenciais complexos contêm parâmetros que serão determinados na incorporação das condições de contorno do pro-blema, usualmente descontinuidades, i.e., condições que envolvem saltos na componente tangencial ou normal do vetor de descarga ao longo do elemento.

A precisão do modelo é limitada apenas pe-la precisão e tamanho da memória do computador (Haitjema, 1995).

Na seqüência, são apresentados os elemen-tos lineares mais comuns em modelos de elementos analíticos, iniciando com uma breve introdução sobre os potenciais utilizados. Potencial de descarga e potencial complexo

O uso do potencial de descarga possibilita unificar as formulações para as regiões confinadas e livres do aqüífero, bem como tratar a variação de condutividade hidráulica por pedaços discretos. Já o potencial complexo permite a utilização da teoria das funções complexas no domínio bidimensional.

Utilizando-se o sistema de coordenadas car-tesianas x, y no plano horizontal e admitindo-se que o vetor descarga específica qi para uma dada direção i obedece à lei de Darcy, tem-se para o caso bidimen-sional isotópico:

xKqx ∂∂

−=φ

yKqy ∂∂

−=φ

( 7 )

em que K é a condutividade hidráulica e φ é a carga piezométrica.

O vetor de descarga (Q), com componentes Qx e Qy, representa a descarga total em uma dada direção. As simplificações de Dupuit-Forchheimer im-


8

põem que o vetor de descarga específica seja uni-forme sobre toda a espessura do aqüífero, de forma que os componentes Qx e Qy podem ser escritos co-mo Qx = hqx e Qy = hqy, sendo h a espessura saturada do aqüífero.

Definindo-se o potencial de descarga (Φ ) para aqüíferos livres como:

HbKKh ≤−==Φ φφ ;)(21

21 22 ( 8 )

e para aqüíferos confinados como:

HKHbKH ≥−−=Φ φφ ;21)( 2 ( 9 )

onde b é a cota da base do aqüífero em relação a um nível arbitrário de referência, tem-se que a es-pessura saturada do aqüífero (h) é igual a φ - b para escoamento livre e H para escoamento confinado, sendo H a espessura do aqüífero (Figura 1). Figura 1 - Indicação das variáveis em aqüífero livre e con-

finado, entre as cargas hidráulicas φ1 e φ2.

Note que a constante ½KH2, presente na Equação ( 9 ), é escolhida de forma que os potenci-ais sejam válidos na interface entre a parte livre e a confinada.

Podem-se expressar os componentes do ve-tor de descarga, tanto para aqüíferos livres como confinados, como:

xQx ∂

Φ∂−=

yQy ∂

Φ∂−=

( 10 )

O símbolo γ é introduzido para representar

uma taxa de extração por unidade de área, γ é posi-tivo para extração e negativo para infiltração. O divergente do vetor de descarga é igual ao negativo de γ, i.e.,

γ−=∂

∂+

∂∂

yQ

xQ yx ( 11 )

Assim, o potencial de descarga (Φ ) satisfaz

a equação de Poisson,

γ=Φ∇ 2 ( 12 )

Pode-se, ainda, definir o potencial comple-

xo Ω , Ψ+Φ=Ω i ( 13 )

existente para elementos analíticos em campos sole-noidais. A parte imaginária do potencial complexo Ψ é a função de corrente (stream function). Obser-va-se que o uso do potencial complexo permite de-finir as equipotenciais e as funções de fluxo do esco-amento no mesmo processo de cálculo. Elemento ponto de injeção ou extração (poço)

Seja W [L3T-1] a taxa de injeção ou extração em um ponto no aqüífero, locado na coordenada complexa pz . Define-se a descarga na direção radial

Qr [L2T-1] como vazão por unidade de comprimento de um círculo de raio r ao redor do ponto de inje-ção/extração:

rWQr π2

−= ( 14 )

Considerando a Lei de Darcy em termos do

potencial de descarga, equação ( 10 ), então,

drdQrΦ

−= . ( 15 )

ESCOAMENTO LIVRE

Limite entre as zonas de escoamento

Referencial arbitrário

φ2

φ φ1 H

b

ESCOAMENTO CONFINADO

h


9

Igualando as expressões e integrando, o po-tencial de descarga devido ao poço pode ser escrito como:

pp crW+=Φ ln

2π ( 16 )

As linhas de corrente radiais a partir do

ponto de injeção/extração em coordenadas polares )r,(θ serão dadas por:

θπ2

W=Ψ ( 17 )

Unificando as equações em termos do po-

tencial complexo, tem-se:

pp czzWz +−=Ω )ln(2

)(π

( 18 )

O potencial de descarga é representado, en-

tão, pela parte real ΩΦ ℜ= , e as linhas de cor-

rente pela parte imaginária ΩΨ ℑ= do potenci-al complexo. Elementos lineares

Um ponto fundamental do AEM é o poten-cial complexo para elementos lineares, obtido a partir da integral singular de Cauchy (Strack, 1989). São exemplos de elementos lineares: linha dupla (line doublet), linha dipolo (line dipole) e linha de extração ou injeção (line source or line sink).

O potencial complexo para linha dupla po-de ser visto como o resultado de uma dupla camada de fontes e sumidouros distribuídos ao longo de uma linha e exibe uma descontinuidade na compo-nente tangencial do escoamento, tendo a compo-nente normal contínua. Nota-se que uma desconti-nuidade na componente tangencial do escoamento corresponde a uma descontinuidade no potencial de descarga.

O potencial complexo para uma linha dipo-lo é um caso especial, pois corresponde a uma des-continuidade na componente normal do escoamen-to e a componente tangencial permanece contínua. A parte imaginária do potencial complexo, a função de corrente, apresenta um salto através da linha.

As linhas de extração podem ser vistas como uma distribuição de poços ao longo da linha e pro-vocam descontinuidade na parte imaginária sem

causar descontinuidade na parte real do potencial complexo.

O elemento-linha genérico, em termos de coordenadas complexas, z = x + iy, segue em linha reta de z = z1 até z = z2. Para parametrização, é utili-zada a variável complexa local Z, definida em termos de z:

)zz(21

)zz(21z

iYXZ12

12

−

+−=+= ( 19 )

Assim, o elemento linear é parametrizado

para 0;11 =≤≤− YX no plano Z. Linha dupla

Linhas duplas são usadas em modelos de e-lementos analíticos para simular descontinuidades nas propriedades do aqüífero como o verificado no efeito de paredes impermeáveis sobre o escoamento (Figura 2).

Figura 2 - Rede de escoamento em torno de uma barreira impermeável (campo de escoamento uniforme da esquer-da para a direita). Linhas tracejadas são equipotenciais e

linhas contínuas são linhas de corrente.

A linha dupla cria uma descontinuidade na componente tangencial do vetor de descarga e no potencial, apresentando a propriedade:

0)X();Z( =ℑ=− −+ λλΩΩ ( 20 ) em que ℑ representa a parte imaginária e os so-brescritos referem-se ao lado positivo e negativo do elemento, i.e., os lados de aproximação nas direções positiva e negativa de Y, respectivamente. Observa-se que a função )(Zλ representa a descontinuidade


10

da carga hidráulica ao longo do elemento linear e será aproximada por um polinômio de coeficientes reais

0aZa)Z( j

n

0j

jj =ℑ= ∑

=

λ ( 21 )

Os coeficientes aj podem ser determinados

pela construção de um sistema de equações, uma vez que as condições de contorno internas são espe-cificadas. Este processo é descrito em detalhes por Strack (1989). A precisão da aproximação pode ser aumentada significativamente pela distribuição de pontos de controle em uma locação de poços ou pelo uso do princípio da sobre-especificação (overes-pecification) introduzida por Jankovic (1997).

O potencial complexo que satisfaz a equa-ção ( 20 ) é analítico, tendo a forma (Strack, 1989):

i2)Z(p

1Z1Zln

i2)()Z(

dZ

)(i2

1)Z(1

1

ππ∆λΩ

∆∆∆λ

πΩ

+

+−

=

−−= ∫

+

− ( 22 )

em que ∆ representa uma coordenada local na for-ma da equação ( 19 ), que é integrada ao longo do elemento. A função p(Z) é definida como uma cor-reção polinomial para o campo distante, sendo um polinômio de ordem n-1. A função Ω na equação ( 22 ) exibe uma descontinuidade ao longo de

0;11 =≤≤− YX . Quando Z aproxima-se do elemento pelo lado positivo (i.e., Y = 0+ ), tem-se:

iXpi

XX

iXZ

iXZ

ππ

πλ

2)(

11ln

2)()(

0

+

+

+−

=Ω

+=

+

+

( 23 )

e quando Z se aproxima pelo lado negativo, tem-se:

iXpi

XX

iXZ

iXZ

ππ

πλ

2)(

11ln

2)()(

0

+

−

+−

=Ω

+=

−

−

( 24 )

e, portanto

1X1)X()Z()Z( ≤≤−=− −+ λΩΩ . ( 25 )

Nota-se que o valor do potencial Φ para uma linha dupla, conforme as equações ( 23 ) e( 24 ) tanto do lado positivo quanto do negativo, é, em módulo, igual à metade do salto :)(Xλ

)(21)()(

21)( XXXX λλ −=Φ=Φ −+

.

( 26 )

Linha dipolo

Linhas dipolo são usadas para modelagem de características de sistemas de descarga zero, tais como drenagens ou fissuras com material permeável.

O potencial complexo para uma linha dipo-lo é similar à linha dupla. Isso se dá devido ao fato de que a linha dipolo ser composta de uma infini-dade de poços de extração e injeção dispostos alter-nadamente ao longo de um trecho reto. Em relação à linha dupla é como se cada dupla de poços fossem girados de 90o. Portanto a integração da função complexa se comportará de forma idêntica, apenas considerando a rotação do elemento de integração, que em termos complexos equivale à multiplicação por i

ππ∆µΩ

2)Z(p

1Z1Zln

2)()Z( +

+−

= ( 27 )

0)X();Z( =ℑ=− −+ µµΨΨ ( 28 )

O elemento exibe uma descontinuidade na componente normal do escoamento. Este pode ser aproximado por um polinômio:

∑=

=ℑ=n

1jj

jj 0bZb)X(µ ( 29 )

A linha dipolo representa uma descontinui-

dade na função de corrente e pode ser usada para modelar características que não podem extrair água do aqüífero, embora generalize uma descontinuida-de na componente normal do escoamento.

Os coeficientes jb são encontrados ao se re-

solver um sistema de equações oriundo da aplicação das condições de contorno, da mesma maneira a-presentada para linhas duplas.


11

Linha de injeção ou extração

São elementos que modelam linhas retas que extraem ou injetam certa quantidade de água de um aqüífero, podendo ser usadas para modelar fluxos e contornos de rios e lagos (Figura 3).

Figura 3 - Rede de escoamento em torno de um lago, modelado por um elemento curvo. O lago extrai água do

aqüífero livre.

Uma linha de injeção/extração pode ser re-presentada por um conjunto de poços de injeção ou extração alinhados e distribuídos uniformemente entre os extremos z1 e z2, sendo σ a taxa de inje-ção/extração e nw a coordenada no plano comple-

xo do n-ésimo ponto de injeção/extração. Pode-se escrever o potencial complexo resultante pelo soma-tório dos pontos de injeção/extração ao longo da linha, conseqüentemente cada vazão Q será distribu-ída em um trecho Δl, conforme a equação:

lQl

Q

n

n ∆σ∆

σ =⇒= , ( 30 )

portanto, o potencial complexo pode ser escrito como:

l)wzln(2

)z( n

N

1n∆

πσΩ −=∑

=

( 31 )

No limite, quando ∞→N , 0l →∆ e o somatório transforma-se em integral:

∫+

−

−=2L

2L

dl)wzln(2

)z(πσΩ ( 32 )

Como dwedl iβ−= , pode-se escrever:

∫+

−

− −=2L

2L

i dw)wzln(e2

)z( β

πσΩ ( 33 )

Substituindo as variáveis z e w por suas res-

pectivas coordenadas locais, Z e W, conforme a e-quação ( 19 ), e reorganizando os termos:

∫+

−

−

−−=

2L

2L

12lie dw)WZ)(zz(21lne

2)z( ιβ

πσΩ (34)

Sobre a linha 1Z1 ≤≤− , 1W1 ≤≤− e

2Ll

2L

≤≤− , e pela relação βi12 Lezz =− , tem-

se que:

dwedW2LdW)zz(

21dw i

12β−=⇒−= ( 35 )

em que β é a orientação da reta. Substituindo na equação ( 34 ), tem-se:

∫+

−

−−=

1

112 dW)WZ)(zz(

21lnL

4)z(

πσΩ

(36)

Desenvolvendo o termo logarítmico e usan-

do substituição simples de variáveis, tendo Z como constante durante a integração, obtém-se:

−= ∫

+

−

1

112 dW)zz(

21lnL

4)Z(

πσΩ

( 37 )

−−+ ∫−

+

1Z

1Z

)WZ(d)WZln(


12

Resolvendo a integral e aplicando os limites de integração tem-se o potencial complexo para a linha de injeção/extração:

( ) ( )

++= 1Zln1ZL4

)Z(πσΩ

( 38 )

( ) ( ) ( )

−

−

+−−− 22

zzln21Zln1Z 12

Juntamente com o poço, os elementos line-

ares constituem importante núcleo de desenvolvi-mento dos elementos analíticos para modelar ele-mentos do mundo real, tais como poços, trechos de rios, contornos de lagos e zonas de diferentes con-dutividades hidráulicas. Esses desenvolvimentos servem de suporte para o avanço do método por meio das novas perspectivas de desenvolvimento. PERSPECTIVAS

A modelagem de escoamento subterrâneo em aqüíferos de camada única, usando as formula-ções básicas do AEM é a mais comum e mais direta aplicação do Método. Ele encerra em si uma elegan-te implementação computacional. Entretanto, vale ressaltar que o método já possui amplo desenvolvi-mento para o caso de aqüíferos em múltiplas cama-das em regime permanente (Strack, 1989).

Além disso, existem algumas perspectivas promissoras de desenvolvimento:

• Transientes — Modelos transientes, ainda não estão completamente desenvolvidos. Entretanto, Zaadnoordijk (1988) usou uma formulação baseada na superposição de li-nhas duplas transientes e linhas de extração que satisfazem a Equação de Calor. Zaad-noordijk e Strack (1993) estenderam essa aproximação para incluir modelagem de in-filtração devido a eventos pluviométricos.

Outra alternativa é a solução numérica da

equação diferencial no tempo, por diferenças finitas. Esta aproximação tem a vantagem de poder ser combinada com os elementos existentes para o esta-do permanente, essa abordagem é feita por Haitje-ma e Strack (1985).

Uma formulação para elementos transientes usando transformada de Laplace foi apresentada por Furman e Neuman (2003).

• Desenvolvimento Matemático — é promissor o desenvolvimento de novos elementos pelo uso de novas funções de aproximação. Do ponto de vista numérico, pode-se tratar o sistema de equações final, destacando-se a abordagem por superblocos (Strack et al., 1999).

• Implementação — Do ponto de vista da im-plementação, o conceito de Programação Orientada a Objetos (POO) tem recebido especial atenção, sobretudo devido à apro-ximação conceitual entre POO e o AEM, conforme destacado por Bakker e Kelson (2000). A interação do AEM com programas de GIS (Geographic Information System) forne-ce importantes ferramentas para entrada e saída de dados, além de possibilitar acesso ao uso da tecnologia de banco de dados ge-orreferenciados (Steward e Bernard, 2006).

IMPLEMENTAÇÃO E APLICAÇÕES

O AEM foi aplicado com sucesso para mui-tos problemas desde Tennessee-Tombigbee, de estudos em pequena escala até modelos em escalas nacionais. O método torna possível abordar questões locais, como a proteção de poços, usando modelos em escalas regionais.

A maior e mais substancial aplicação do Mé-todo de Elementos Analíticos é o Modelo para Á-guas Subterrâneas da Holanda (Dutch National Grounwater Model - NAGROM) (de Lange, 1996b). O NAGROM foi criado, usado, e atualizado por mais de 15 anos e é baseado no MLAEM (Multi-Layer Analytic Element Model).

O pacote WhAEM (Wellhead Analytic Element Model, Haitjema et al., 1995) foi desenvolvido especi-ficamente para a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos com o propósito da proteção de campos de poços e é usado para os poços de capta-ção de água potável, objetivando a análise do perí-metro de proteção.

O Twin Cities Metropolitan Groundwater Model (Seaberg et al., 1997) foi construído com o MLAEM e é usado na área metropolitana de Minneapolis como um ponto inicial para estudos de detalhe. Uma apli-cação que ilustra a habilidade do Método de Ele-mentos Analíticos para lidar com domínios em larga escala é a modelagem da área Yucca Mountain, des-crita por Bakker et al. (1999).


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Uma variedade de programas computacio-nais é encontrada para modelagem com elementos analíticos. Dentre os programas comerciais desta-cam-se: QUICKFLOW, Groundwater Flow (GFLOW), Two Dimensional Analytic Model (TWODAN), Single-Layer Analytic Element Model (SLAEM), além do já mencionado MLAEM. Dentre os programas de có-digo aberto destacam-se o SPLIT (http://www. groundwater.buffalo.edu) e o TIM (http://www. engr.uga.edu/~mbakker/tim.html), que contém uma implementação baseada em Programação Ori-entada a Objetos. Na esfera do SPLIT, existe o Ar-cAEM, desenvolvido como uma extensão do pro-grama comercial ArcGIS, possibilitando a interação dos dados calculados pelo SPLIT com as ferramen-tas GIS, conforme Silavisesrith e Matott (2005). NO BRASIL

Estudos teóricos (Batista et al., 2003; Batista et al., 2005; Batista, 2006) e aplicados (Gomes e Castro, 2001; Gomes, 2002; Wendland et al., 2004; Gomes e Castro, 2005) foram desenvolvidos no Bra-sil.

A viabilidade de aplicação do AEM em comparação com outros métodos numéricos foi avaliada por Gomes e Castro (2002), em estudo realizado na região de aluviões no município de Ibicuitinga no estado do Ceará. O estudo de uma barreira hidráulica para contenção de chorume no aterro sanitário da cidade de São Carlos — SP foi desenvolvido por Penner et al. (2005).

Duas grandes aplicações do método devem ser destacadas: na região do Cariri, no Sul do estado do Ceará, mais precisamente no entorno das cidades de Juazeiro do Norte, Barbalha e Crato, modelada por Gomes e Castro (2005); e a região da lagoa do Bonfim, nas proximidades da cidade de Natal no Rio Grande do Norte, que foi estudada por Batista et al. (2003). Esses estudos indicam a potencialidade do método bem como apontam para a necessidade de aprofundamento e capacitação, favorecendo seu desenvolvimento e adequação a realidade brasileira. CONSIDERAÇÕES FINAIS

O princípio do AEM é a sobreposição de e-lementos analíticos que podem ser usados para mo-delar características de um campo vetorial, como o

campo de descarga em um sistema de aqüíferos. Cada elemento é escolhido e desenvolvido para simular uma propriedade específica do campo. Tal-vez, a mais importante característica do AEM seja a liberdade que oferece na escolha dos elementos; eles podem ser desenvolvidos usando técnicas de transformação conforme, integrais de Cauchy, análi-se de Fourier e transformadas de Laplace, por exem-plo.

A maior desvantagem do AEM é o alto grau de esforço requerido para desenvolver elementos e implementá-los em códigos computacionais. A pro-gramação orientada a objetos tem a intenção de proporcionar a redução do esforço no desenvolvi-mento, além da conhecida vantagem da portabili-dade de bibliotecas computacionais.

O AEM oferece algumas vantagens sobre outros métodos numéricos: a formulação analítica sugere independência de escala, flexibilidade e um alto grau de precisão. Elementos analíticos constru-ídos como representações de funções harmônicas e a escolha adequada do contorno tornam possível a criação de modelos de fluxo de água subterrânea em grandes escalas juntamente com uma inteligente base de dados, agindo também como ponto inicial para uma variedade de estudos.

Embora não seja uma limitação fundamen-tal para aplicação do AEM, são necessários desenvol-vimentos adicionais para explorar todo o potencial do método. Por exemplo, na modelagem de fluxos transientes, o método parte atrás dos métodos nu-méricos discretos como métodos das diferenças finitas e elementos finitos, já bem populares. REFERÊNCIAS Bakker, M. and V. Kelson (2000). The Java analytic element

model: Designing and implementing an object-oriented AEM code implementation. In Proceedings of the 3rd International Conference on the Analytic Element Method (ICAEM), April 16-19, Brainerd, MN.

Bakker, M., E. I. Anderson, N. Olsthoorn, and O. D. L. Strack, Regional groundwater modeling of the Yucca Moun-tain Site using analytic elements, J. Hydrol., 226, 167–178, 1999.

de Lange, W. J., NAGROM, a model for national groundwater management and regional and local studies, Eur. Water Pollut. Control, 6(5), 63–67, 1996.

Furman, A., Neuman S. P., Laplace-transform analytic element solution of transient flow in porous media Adv. in Wa-ter Resources, 26(12) , 1229-1237. 2003.


14

Haitjema, H. M., Analytic Element Modeling of Groundwater Flow, Academic, San Diego, 1995.

Haitjema, H. M., and O. D. L. Strack, An initial study of thermal energy storage in unconfined aquifers, Tech. Rep. PNL-5818 UC-94e, Pac. Northwest Lab., Battelle Mem. Inst., Richland, Wash., 1985.

Haitjema, H. M., O. D. L. Strack, and S. R. Kraemer, Demon-stration of the analytic element method for wellhead protection, Tech. Rep. EPA/600/SR-94/210, Robert S. Kerr Environ. Res. Lab., U.S. Environ. Prot. Agen-cy, Ada, Okla., March 1995.

Jankovic´, I., High-order analytic elements in modeling groundwater flow, Ph.D. thesis, Univ. of Minn., Min-neapolis, 1997.

Muskhelishvili, N. I., Singular Integral Equations, Wolters-Noordhoff, Groningen, Netherlands, 1958.

Pilatovski, V. P., Basics of Hydromechanics of a Thin Forma-tion, Nedra, Moscow, 1966.

Polubarinova-Kochina, P. Y., Theory of Groundwater Move-ment, Princeton Univ. Press, Princeton, N. J., 1962.

Seaberg, J. K., D. D. Hansen, B. W. Block, A. R. Streitz, and M. Bakker, Development of a regional groundwater flow model for the Twin Cities, paper presented at Analytic-Based Modeling of Groundwater Flow Con-ference, Inst. for Inland Water Manage and Waste Water Treat., Nunspeet, Netherlands, April 1997.

Silavisesrith, W., Matott, S., ArcAEM: GIS-Based Application for Analytic Element Groundwater, University of Buf-falo, 2005.

Steward, D. R. and Bernard, E. A. The Synergistic Powers of AEM and GIS Geodatabase Models in Water Re-sources Studies, Ground Water, p. 56-61, 2006.

Strack, O. D. L. and H. M. Haitjema, Modeling double aquifer flow using a comprehensive potential and distributed singularities: 1. Solution for homogeneous permeabil-ity, Water Resour. Res., 17(5), 1535–1549, 1981a.

Strack, O. D. L., and H. M. Haitjema, Modeling double aquifer flow using a comprehensive potential and distributed singularities: 2. Solution for inhomogeneous permea-bility, Water Resour. Res., 17(5), 1551–1560, 1981b.

Strack, O. D. L., Groundwater Mechanics, Prentice-Hall, En-glewood Cliffs, N. J., 1989. (Available from strack-consulting.com)

Strack, O. D. L., Principles of the analytic element method, J. Hydrol., 226, 128–138, 1999.

Tong, Y., Lomboyeda, S., Hirani, A. N., Desbrun, M.. Discrete Multiscale Vector Field Decomposition. ACM Inc, p. 445-452, 2003.

Zaadnoordijk, W. J., Analytic elements for transient groundwa-ter flow, Ph.D. thesis, Univ. of Minn., Minneapolis, 1988.

Zaadnoordijk, W. J., and O. D. L. Strack O. D. L., Area sinks in the analytical element method for transient ground-

water flow, Water Resour. Res., 29(12), 4121–4129, 1993.

NO BRASIL Batista, J. A. N. Modelagem de aqüíferos costeiros longos

através do método de elementos analíticos. Tese (Doutorado em Ciências da Engenharia Ambiental S Carlos) - Universidade de São Paulo, 204 f., 2006.

Batista, J. A. N.; Schulz, H. E.; Wendland, E. Analytic Element Model for groundwater flow in the aquifers' recharge zone - part 1: unconfined coastal aquifers. In: XXIV Congresso Íbero-Latino Americano de Métodos Computacionais para Engenharia, 2003, Ouro Preto: UFOP, 2003.

Batista, J. A. N.; Wendland, E.; Schulz, H E. Acoplamento de Expressão Unidimensional de Recarga a Modelos de Elementos Analíticos. Tendências em Matemática Aplicada e Computacional, v. 6, n. 1, p. 43-53, 2005.

Gomes, C. C.; Castro, M. A. H. Método dos Elementos Analíti-cos para Modelagem de Fluxo de Água Subterrânea. In: XIV Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos, Aracaju. v. 1. p. 1-21, 2001.

Gomes, C. C. Método de elementos analíticos para modela-gem matemática de fluxo hídrico subterrâneo regio-nal. . Fortaleza: Universidade Federal do Ceará (Te-se de Doutorado), 2002.

Gomes, C. C.; Castro, M. A. H. Análise Comparativa Entre a Modelagem de Aqüíferos Regionais Utilizando o Mé-todo de Elementos Analíticos (SPLIT) e o Método de Diferenças Finitas (MODFLOW). In: Anais do XII Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas, Flori-anópolis-SC. v. 1. p. 1-16, 2002.

Gomes, C. C.; Castro, M. A. H. . Método de Elementos Analíti-cos Aplicado No Aqüífero da Região do Cariri, Cea-rá, Brasil. Revista Brasileira de Recursos Hídricos, Porto Alegre - RS, v. 10, n. 1, p. 25-34, 2005.

Penner, G.; Batista, J. A. N.; Schulz, H. E. Simulação de alter-nativas de controle hidráulico aplicadas à pluma de poluentes do antigo lixão de São Carlos baseada no método dos elementos analíticos. In: Espíndola, E.; Wendland, E. (Org.) Série Ciências da Engenharia Ambiental Volume 4: Trajetórias e perspectivas de um curso multidisciplinar. São Carlos: Rima, p. 323-342, 2005.

Wendland, E.; Batista, J. A. N.; Schulz, H. E. Coupling one-dimensional recharge solution to analytic element model: an approach for coastal aquifers in Brazil. In: C. T. Miller; M. W. Farthing; W. G. Gray; G. F. Pind-er. (Org.). Computational Methods in Water Re-sources. 1 ed. Amsterdan: Elsevier, v. 1, p. 405-414, 2004.


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Theory and Applications of the Analytic Element Method ABSTRACT

This article is a review of the theory and applica-tions of the Analytic Element Method. The work presents the basic formulation of the analytic elements used for modeling two-dimensional flow fields in aquifers at steady-state. Special attention is given to the formulation of linear elements to describe rivers, drains, impermeable walls and inhomogeneities. Some topics of research in AEM are discussed. A section is dedicated to the computational im-plementation, focusing commercial software as well as open source codes. The paper is finished with a brief discussion about the main applications of AEM in Brazil and abroad. The conclusion is that the AEM is an important and via-ble method to study groundwater flow. Keywords: Analytic Element Method, groundwater model-ing, Complex Variable Method.


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Perspectivas de Efetivação da Cobrança pelo Uso da Água no Brasil com Base no Caso da Porção Mineira da Bacia do Paraíba do Sul

Tarcisio Tadeu Nunes Junior

Instituto de Geociências — UFMG [email protected]

Antônio Pereira Magalhães Júnior

Depto. De Geografia/UFMG [email protected]


RESUMO

O presente estudo se propõe a analisar a percepção e aceitação social da aplicação do instrumento de cobrança pelo uso da água na porção mineira da bacia do rio Paraíba do Sul, visando levantar reflexões sobre as perspectivas de sua efeti-vação no Brasil. As sub-bacias selecionadas são de grande importância econômica regional. Esta análise está pautada na investigação da compreensão e disposição a pagar dos diversos setores usuários na área. Estes setores estão representados no CEIVAP — Comitê para Integração da Bacia Hidrográfica do rio Paraíba do Sul. O trabalho foi realizado com base em um estudo qualitativo, no qual foram aplicadas entrevistas a membros do CEIVAP de diversos setores e empresas pagadoras pelo uso da água. Os resultados demonstraram a aceitação e compreensão do instrumento de cobrança pela maioria dos entrevis-tados e o início de tomada de medidas por alguns setores usuários em prol da redução do consumo de água e lançamento de efluentes. Os resultados podem contribuir para possíveis adaptações da cobrança pelo CEIVAP e outros CBHs. Palavras-chave: Gestão de Recursos Hídricos, Cobrança pelo Uso da Água, Paraíba do Sul.

INTRODUÇÃO

Muito se tem discutido recentemente acerca da importância da água para a manutenção da vida e das diversas atividades humanas, no que se refere a dois importantes aspectos: a mudança de paradigma quanto à gratuidade e a necessidade urgente de medidas que revertam o atual quadro de degrada-ção. Esse quadro exige, do poder público e da soci-edade em geral, uma adequada gestão dos recursos hídricos de modo a democratizar seu acesso. Para isto, é essencial que o gerenciamento seja organiza-do de modo descentralizado e participativo, adotan-do unidades espaciais adequadas de planejamento e gestão, conforme apregoa a Lei das Águas (Lei 9433/97).

A cobrança pelo uso da água, cujos pressu-postos possuem raízes na experiência francesa, des-ponta neste contexto como um valioso, porém po-lêmico, instrumento de gestão incumbido de pro-mover o uso racional dos recursos hídricos e gerar receitas para os comitês de bacia hidrográfica. Po-lêmico devido ao seu caráter ainda experimental no

país, cuja carga tributária já é bem elevada e onde o conhecimento e as informações nem sempre são adequadamente difundidos na sociedade. Ainda há muitas incertezas, desconfianças e falta de conheci-mento acerca deste instrumento.

O CEIVAP — Comitê para Integração da Ba-cia Hidrográfica do Rio Paraíba do Sul implantou de modo pioneiro a cobrança em águas de domínio federal em 2003. Apesar de esta experiência ser recente, a análise do processo histórico e de seus principais avanços e resultados, são de significativa importância para a melhor compreensão deste ins-trumento. O estudo da percepção de membros do comitê e usuários pagadores da bacia, acerca dos principais aspectos da cobrança, pode orientar pos-síveis adequações e otimizar sua adoção por outros organismos de bacia. Objetivo

Este artigo pretende analisar as característi-cas e os níveis de compreensão e aceitação social da aplicação da cobrança pelo uso e poluição da água

Perspectivas da Efetivação da Cobrança pelo Uso de Água no Brasil com Base no Caso da Porção Mineira da Bacia do Paraíba do Sul

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em parte da porção mineira da bacia hidrográfica do rio Paraíba do Sul. Metodologia

O CEIVAP foi escolhido como estudo de ca-so devido a três fatores principais: localização estra-tégica - a bacia abrange uma das mais urbanizadas, populosas e desenvolvidas regiões do país, marcada por intensa poluição e exploração das águas; van-guarda — o CEIVAP foi o primeiro CBH do país a aplicar a cobrança pelo uso da água; e perspectivas - os resultados podem fornecer subsídios para outros CBHs no processo de implementação da cobrança.

O estudo foi baseado em entrevistas estrutu-radas com membros do escritório do CEIVAP envol-vidos na gestão, e com algumas empresas que já são cobradas pelo uso da água na bacia do Paraíba do Sul. Os municípios selecionados nas sub-bacias fo-ram Juiz de Fora e Cataguases, devido à sua relevân-cia econômica e por serem sedes dos agentes mais importantes nestas bacias. A escolha dos entrevista-dos buscou abarcar os principais membros do CEI-VAP, algumas empresas pagadoras pelo uso da água e entidades interessadas nesta temática. A amostra foi definida então, da seguinte maneira: todos os membros titulares do CEIVAP situados nos municí-pios de Belo Horizonte, Juiz de Fora e Cataguases; cinco empresas pagadoras, sendo três de Juiz de Fora e duas de Cataguases; a própria prefeitura des-te município que está sujeita a cobrança. Como não há membros do setor agropecuário no CEIVAP situ-ados nestes municípios, foram selecionados ainda, a FAEMG — Federação da Agricultura e Pecuária do Estado de Minas Gerais, sediada em Belo Horizonte, e as Secretarias de Agricultura dos outros dois mu-nicípios alvo, por julgarmos pertinente avaliar a percepção deste setor. Desta forma, a amostra con-tou com representantes dos seguintes setores: poder público estadual e municipal, industrial, agropecuá-rio, saneamento, energia elétrica e organizações civis, em um total de 16 entrevistados.

As entrevistas foram realizadas com base em três roteiros de perguntas abertas, de acordo com os seguintes grupos:

• FAEMG e FIEMG — Federação das Indús-

trias do Estado de Minas Gerais - 21 pergun-tas;

• Setor usuário: Saneamento, Indústria e Concessionária de Energia Elétrica - 22 questões;

• Prefeitura Municipal, Organizações Civis, Secretarias de Agricultura, IGAM — Instituto Mineiro de Gestão das Águas e FEAM — Fundação Estadual do Meio-Ambiente - 18 perguntas.

A COBRANÇA PELO USO DA ÁGUA

A partir do reconhecimento do problema da escassez, a água passou a ser objeto de maior interesse e estudo pelas ciências econômicas, fato ilustrado pela consideração recente, no caso do Brasil e de diversos países, do valor econômico da água nas políticas nacionais de recursos hídricos. Os instrumentos econômicos assumem neste contexto, um papel central na tentativa de indução ao uso racional da água e financiador de medidas de rever-são do seu atual quadro de degradação.

Nos últimos trinta anos, diversos países, co-mo França, Alemanha e Brasil, instituíram políticas e instrumentos de gestão dos recursos hídricos en-volvendo medidas regulatórias (comando e contro-le), fundamentadas na prescrição de normas e apli-cação de multas; gastos governamentais em ações que visem à melhoria da qualidade e quantidade da água; e mecanismos de mercado, oriundos da eco-nomia neoclássica, baseados na adoção de instru-mentos econômicos e no reconhecimento da água como um bem econômico. Estas medidas e instru-mentos têm sido adotados segundo as particularida-des de cada país, visando modificar o comportamen-to dos usuários de água e manter a integridade dos corpos d’água (Machado, 2003).

A cobrança, no entanto, não deve ser vista apenas como um instrumento arrecadatório e fi-nanciador do sistema de gerenciamento dos recur-sos hídricos, mas, como um indutor ao uso racional, reduzindo inclusive, a emissão de efluentes e a de-gradação dos corpos d’água. Além disso, a dotação de valor econômico à água e sua efetiva cobrança apresentam um forte sentido pedagógico associado à conscientização e racionalização do seu uso, en-volvendo a busca de redução do desperdício e per-das sofridas pelos sistemas de abastecimento (Tha-me, 2000).

Estão sujeitos à cobrança todos os usos sujei-tos à outorga, definidos pelo art. 12 da Lei das Á-guas. Os critérios gerais da cobrança são definidos pelos Conselhos de Recursos Hídricos, e os valores a serem cobrados ficam a cargo dos Comitês de Bacia Hidrográfica. Serão cobradas as captações e extra-


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ções de água, de acordo com o volume retirado e seu regime de variação, e os lançamentos de esgotos e outros efluentes, segundo o volume lançado e seu regime de variação e as características físico-químicas, biológicas e de toxidade (Brasil, 1997, Art. 19-22).

A adoção da cobrança no gerenciamento das águas tem gerado diversas dúvidas e mal-entendidos sobre sua natureza. Na visão de muitos, a água é um direito de todos, um bem gratuito da natureza, não fazendo sentido cobrar ou impedir seu uso. No entanto, este instrumento deve ser visto como um pagamento para recuperar custos de capi-tal e suprir fundos para a administração, operação e manutenção do complexo sistema de alocação eqüi-tativa dos recursos hídricos e indutor ao seu uso racional (Lanna, 2000; Rodriguez, 1998). A BACIA DO RIO PARAÍBA DO SUL

A bacia do rio Paraíba do Sul estende-se na Região Sudeste por cerca de 55.500 km2 entre os estados de São Paulo - 13.900 km2, Minas Gerais -20.700 km2 e Rio de Janeiro - 20.900 km2 (Figura 1). Em toda sua extensão estão presentes 180 municí-pios, 36 dos quais inseridos parcialmente na bacia. O rio Paraíba do Sul resulta da confluência dos rios Paraibuna e Paraitinga na Serra da Bocaina, estado de São Paulo, a 1.800 metros de altitude, e percorre 1.150 km até sua foz no norte fluminense, municí-pio de São João da Barra (CEIVAP, 2001).

A população total da bacia é estimada em 4,4 milhões de habitantes, sendo 1,8 milhão no es-tado de São Paulo, 2,4 milhões no Rio de Janeiro e 1,3 milhão em Minas Gerais. Aproximadamente 16% da população fluminense residem na bacia do Paraíba do Sul, além de 5% dos paulistas e 7% dos mineiros. Em termos de abastecimento de água, 14,2 milhões de pessoas, somados ao 8,7 milhões de habitantes da Região Metropolitana do Rio de Janei-ro — RMRJ usufruem da bacia (COPPETEC, 2002).

A bacia do Paraíba do Sul drena uma das áreas de maior importância econômica do país, abrangendo o Vale do Paraíba Paulista, a Zona da Mata Mineira, e metade do estado do Rio de Janei-ro. Constitui-se em um importante eixo de ligação entre os três estados que concentram cerca de 56% do PIB nacional (CEIVAP, 2001).

O rio Paraíba do Sul e seus afluentes são os corpos receptores dos efluentes produzidos na baci-a, utilizados dessa forma, como meio de diluição. A ausência de tratamento dos esgotos domésticos na

maioria das cidades representa um dos principais problemas ambientais e de saúde pública na bacia. As redes de coleta e afastamento dos esgotos aten-dem cerca de 82, 45 e 48% das populações urbanas, respectivamente dos estados de São Paulo, Rio de Janeiro e Minas gerais, enquanto o tratamento limi-ta-se apenas a 10,4, 2,0 e 1,2% destas populações (CEIVAP, 2001).

A breve caracterização regional da bacia demonstra o grande desafio a ser enfrentado pelas instituições de gestão dos recursos hídricos atuantes na região. A dimensão espacial da bacia, a sua ex-tensão em três importantes estados, a diversidade ambiental e social e a elevada potencialidade de problemas ambientais e conflitos de interesses entre os usuários d’água estabelecem um cenário de signi-ficativa complexidade para os gestores. A tentativa de resolução ou minimização de tais problemas e condicionantes depende da concertação entre as três esferas sociais de interesse: poder público, soci-edade civil e usuários, bem como da adequada e efetiva implementação dos instrumentos de gestão. GESTÃO E COBRANÇA NA BACIA O CEIVAP

O Comitê para Integração da Bacia Hidro-gráfica do rio Paraíba do Sul — CEIVAP foi criado em 1996 pelo Decreto Federal 1.842, ao qual foram atribuídas duas responsabilidades centrais:

I. promover a gestão dos recursos hídricos por

meio de programas de investimento e polí-ticas de estruturação urbana e regional, vi-sando ao desenvolvimento sustentado da bacia do rio Paraíba do Sul;

II. promover a articulação interestadual no que tange a iniciativas regionais de estudos, pro-jetos, programas e planos de ação, de modo que estes sejam partes complementares e consoantes com as diretrizes e prioridades estabelecidas para a bacia (Brasil, 1996, Art. 1º).

O CEIVAP é formado por 60 membros, sen-

do três da União, três representantes do governo de cada estado (MG, SP e RJ), três representantes de municípios de cada estado, oito representantes de usuários por estado e cinco das organizações civis por estado. O comitê é constituído, portanto, por 3 membros da União e 19 de cada estado da bacia, com a seguinte composição:


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Figura 1 — Mapa de localização da bacia do Rio Paraíba do Sul

Tabela 1 — Arrecadação com a cobrança pelo uso da água na bacia do rio Paraíba do Sul - 2003 a 2006.

Fonte: adaptado de ANA on line.

• 40% de representantes dos usuários de água (setores de saneamento, industrial, hidroe-

nergia, agropecuário, pesca, turismo e la-zer);

Setor Usuário 2003 (R$) 2004 (R$) 2005 (R$) 2006 (R$) Industrial 2.868.603 2.187.601 1.510.962 1.635.132 Irrigação 4.970 3.657 3.917 1.106 Dessedentação Animal

110 243 133 79

Mineração - 617 2.036 19.429 Outros Usos 10.004 18.925 22.001 16.681 Saneamento 3.565.762 4.128.808 4.535.532 5.175.831 Total Pago 6.449.451 6.339.854 6.074.583 6.848.261


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• 35% do poder público (União, governos es-taduais e governos municipais);

• 25% de organizações da sociedade civil or-ganizada.

O Modelo de Cobrança

O início da cobrança pelo uso da água bruta na bacia do rio Paraíba do Sul ocorreu em março de 2003, após dois anos de intensa discussão e negocia-ção em torno da metodologia, condição prévia à sua implementação. A adoção deste instrumento é fato pioneiro no país por incidir, pela primeira vez, so-bre águas de domínio da União e possibilitar a ges-tão dos recursos hídricos de uma bacia federal. Nes-ta época, apenas o estado do Ceará cobrava pelo uso das águas, mas somente sobre as de domínio estadu-ais (Serricchio et al, 2005).

Ficou estabelecido que a cobrança abran-gesse os usuários de águas federais dos setores de saneamento e industrial principalmente, mas tam-bém os setores agropecuário, aqüicultura, pequenas centrais hidroelétricas — PCHs e mineração. Os usos insignificantes, referentes a derivações e captações com vazões até 1 l/s, foram excluídos do universo de pagadores, assim como os setores de lazer, turismo e navegação, devido à sua pequena expressão na bacia (Pedras et al, 2003).

A cobrança proposta pelo CEIVAP visa os seguintes objetivos principais:

• demonstrar aos usuários o valor econômico

da água e a importância do seu uso racional em termos quantitativos e qualitativos;

• acelerar a implantação e desenvolvimento do sistema de gestão dos recursos hídricos da bacia;

• possibilitar a implementação de medidas de recuperação e gestão ambiental, hierarqui-zadas pelo CEIVAP em seu Plano de Recur-sos Hídricos.

A metodologia é aplicável a todos os setores,

com exceção do elétrico - PCHs - e da mineração de areia que têm critérios específicos. A fórmula é composta por três parcelas: i) captação — volume de água retirado de um manancial; ii) volume efetiva-mente consumido, e iii) despejo de efluente no corpo receptor com ou sem tratamento prévio. A base de cálculo considera os aspectos de quantidade e qualidade, este último considerando nesta fase inicial apenas o parâmetro DBO — Demanda Bio-química de Oxigênio.

Cada elemento gerador de cobrança é ex-presso em volume (vazão) e é determinado por estimativas ou mensuração. Os volumes de água captados e lançados serão aqueles que constarem das: outorgas de direito de uso de recursos hídricos emitidas, para cada usuário, pelos órgãos outorgan-tes ou das informações declaradas pelos usuários no processo de regularização de usos na bacia; e medi-ções efetuadas pelos próprios usuários, por meio de equipamentos acreditados pelos órgãos outorgantes da bacia. O valor da concentração da DBO para o cálculo do total anual de carga orgânica lançada no corpo hídrico será aquele que constar das medições efetuadas pelos órgãos ambientais de um dos três estados, conforme a localização do lançamento; medições efetuadas pelos próprios usuários; licenças ambientais emitidas; ou pelas informações declara-das pelos usuários no processo de regularização de usos (CEIVAP, 2006).

Há um preço formado a partir de um valor unitário básico (PPU) para cada vazão captada, con-sumida e lançada (com ou sem redução da DBO). O preço unitário foi definido através da metodologia do preço médio, calculada pela divisão do montante a ser investido pelos usuários da bacia, conforme rateio condominial. O montante foi definido com base no plano de investimentos da bacia, visando fornecer uma contrapartida financeira ao Programa Nacional de Despoluição de Bacias Hidrográficas, concebido pela ANA (Carvalho, 2005).

Os critérios de cobrança definidos pelo CEIVAP são variáveis entre os setores usuários no que concerne aos coeficientes e PPU. Os setores agropecuário e aqüicultura, por exemplo, são co-brados valores inferiores aos adotados para os usuá-rios industriais e de saneamento básico, de modo a minimizar o possível impacto econômico sobre seus produtos. Os setores industrial e de saneamento pagam R$ 0,008 /m3 para a água captada, R$ 0,02 /m3 para o volume consumido, e entre R$ 0,0 (100% de remoção de DBO) a R$ 0,02 (sem ne-nhuma remoção) por m3 de efluentes lançados (Serricchio et al, 2005). Arrecadação e Aplicação dos Recursos

A Tabela 1 demonstra os valores arrecada-dos com a cobrança, por setor, na bacia do Paraíba do Sul. Fica clara a participação majoritária dos setores industrial e saneamento no montante arre-cadado, enquanto o setor agrícola, importante usuá-rio, apresenta participação irrisória, assim como os demais setores. O estado que mais arrecada é o Rio de Janeiro, seguido de São Paulo e Minas Gerais,


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conforme mostra a Tabela 2. Observa-se o alto grau de inadimplência registrado, quando se compara o valor cobrado com o valor pago, principalmente no Rio de Janeiro, onde o valor devido é mais elevado. Isto se deve ao grande contingente populacional e à maior concentração de indústrias nos trechos paulis-ta e fluminense da bacia.

Tabela 2 — Balanço da arrecadação total por estado na bacia do rio Paraíba do Sul

Valor Cobrado (em mil R$)

ESTADO 2003 2004 2005 2006

M.G 919 1.103 1.099 1.036

S.P 2.499 3.530 3.223 2.513

R.J 5.828 6.230 6.461 9.088

Valor Pago

M.G 670 804 801 680

S.P 2.395 2.726 2.300 2.025

R.J 2.838 2.785 2.823 2.880

Fonte: adaptado de ANA on line.

Do total arrecadado, mais de R$ 13 milhões já foram repassados a municípios da bacia para exe-cução de ações e obras definidas pelo Comitê. Os recursos foram investidos principalmente na instala-ção de ETEs, tendo em vista que a falta de esgota-mento sanitário é a principal causa da poluição da bacia; além de ações emergenciais relacionadas à melhoria das condições de captação de água e obras de controle de erosão, igualmente priorizadas pelo CEIVAP (Serricchio et al, 2005). RESULTADOS Percepção e Aceitação Social da Cobrança

A adoção do instrumento de cobrança em algumas bacias brasileiras ainda é percebida com certa estranheza e desconfiança pela sociedade. Pouco se sabe ainda, a respeito da percepção de membros e usuários pagadores em relação ao ins-trumento, ao seu conhecimento, ao entendimento da metodologia adotada e aos impactos gerados sobre as atividades na bacia.

Estas questões ainda são pouco discutidas na literatura nacional, sendo fundamentais para a con-tinuidade e evolução da aplicação da cobrança no país. A percepção de um seleto conjunto de entre-vistados em relação à cobrança pode ajudar a avaliar

e reorientar a metodologia adotada pelo CEIVAP e prestar como referência a outros CBHs.

Os dezesseis entrevistados conhecem o ins-trumento de cobrança e são favoráveis a sua utiliza-ção. De um modo geral, o percebem como uma ferramenta do sistema de gerenciamento de recur-sos hídricos capaz de gerar uma série de benefícios à bacia. A atuação direta junto ao comitê e os esclare-cimentos prestados por este são fatores cruciais para sua aceitação.

A cobrança é percebida por alguns entrevis-tados como uma ferramenta de gestão mais relacio-nada à indução de mudanças de comportamento e mobilização social, que propriamente um instru-mento arrecadatório. O montante arrecadado é insuficiente frente às demandas levantadas pelo plano de bacia, como salientou a entrevistada da FEAM. Este fato é agravado pelo alto índice de ina-dimplência registrado e pelo incompleto cadastro de usuários, como citou a entrevistada e outros dois entrevistados: funcionários da CESAMA - Compa-nhia de Saneamento e Pesquisa do Meio Ambiente de Juiz de Fora e da Companhia Industrial Catagua-ses.

O valor “ideal” a ser cobrado dos usuários, que não comprometa seus orçamentos e seja capaz de cumprir com os objetivos estabelecidos legalmen-te, é uma questão que continua a gerar debates, incertezas e insatisfações. Por se tratar de tema po-lêmico e controverso, ainda em evolução no CEI-VAP, os entrevistados foram questionados acerca da melhor forma de cobrar dos usuários. Dentre os dezesseis entrevistados, apenas três não souberam opinar. As respostas foram bem diversas: três consi-deram baixos os atuais valores: o responsável pela área ambiental da Prefeitura de Cataguases, Gerente Executivo do Consórcio do rio Pomba e o Diretor Geral do IGAM; seis estão satisfeitos com os valores praticados: os entrevistados da FUNCEC-Fundação Comunitária Educacional de Cataguases, AMAJF-Associação pelo Meio Ambiente de Juiz de Fora, CESAMA, CFLCL — Companhia Força e Luz Cata-guazes-Leopoldina, COPASA — Companhia de Sane-amento de Minas Gerais e Companhia Industrial Cataguases; a entrevistada da FEAM acredita que a cobrança deveria refletir os custos ambientais e soci-ais decorrentes da atividade produtiva; o represen-tante da FAEMG considera o setor agropecuário diverso dos demais e passível de valores menores que os outros; a entrevistada da CEMIG — Cia. Ener-gética de Minas Gerais julga alto o valor para o seu setor; e o representante da FIEMG acha que os valo-res devem variar segundo as especificidades de cada usuário.


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A baixa arrecadação do CEIVAP frente à complexa gama de problemas ambientais a serem solucionados é alvo de preocupação dos entrevista-dos. No entanto, apesar do modelo brasileiro de cobrança ser inspirado em experiências internacio-nais, a realidade econômica do país não permite a adoção de valores em níveis semelhantes aos prati-cados nos países desenvolvidos, como salientou o Gerente Executivo do Consórcio. Talvez o ideal fosse estabelecer critérios regionais de cobrança, devido às desigualdades sociais e econômicas pre-sentes na bacia, conforme sugerido pelo entrevista-do do IGAM. Esta solução, contudo, seria de com-plexa definição e poderia gerar insatisfações, con-corrência desigual e migração de atividades econô-micas para áreas onde o valor cobrado seja menor.

A metodologia de cobrança foi elaborada buscando a simplicidade de cálculo para a fácil compreensão pelos usuários, segundo a Deliberação nº. 03 (CEIVAP, 2000). Porém, ao analisar a fórmula de cobrança instituída pelo CEIVAP, esta parece, a princípio, de complexo entendimento devido às diversas variáveis e ter, além do PPU, coeficientes relacionados ao consumo e tratamento de efluentes. Devido à aparente complexidade, buscamos a averi-guação da hipótese de que os próprios membros do Comitê e empresas pagadoras encontram dificulda-des de compreensão da fórmula em questão, o que iria contra o princípio norteador da metodologia e dificultaria a aplicação e aceitação da cobrança.

Os entrevistados foram questionados quanto ao conhecimento e entendimento da fórmula de cobrança adotada pelo CEIVAP a partir de 2003. Dentre os entrevistados, dois afirmaram nunca te-rem visto a fórmula: os secretários de agricultura de Juiz de Fora e Cataguases. As respostas dos demais quatorze entrevistados indicam quatro que não compreendem a fórmula: representantes do Con-sórcio do rio Pomba, FIEMG, FAEMG e IMBEL; e a entendem parcialmente, o coordenador da área ambiental da Prefeitura de Cataguases e membros da FUNCEC e AMAJF. Ao analisar este grupo de sete entrevistados, podemos perceber a ausência de usu-ários, com exceção da funcionária da IMBEL, que também demonstrou pouco conhecimento nas ou-tras questões, devido ao fato de ter assumido esta responsabilidade recentemente. Provavelmente este grupo não compreende devidamente a fórmula por não ser cobrado e, portanto, não sentir “no bolso” os encargos de estudá-la, analisar se o valor está correto e buscar alternativas para reduzi-lo. O setor usuário apresentou melhor entendimento da fórmu-la, por ser diretamente afetado por esta, ter contato com os boletos de cobrança e em alguns casos fazer

simulações do valor devido e os possíveis abates decorrentes de medidas de uso racional. Além deste setor, os dois funcionários de órgãos públicos ambi-entais: IGAM e FEAM julgam compreender a fórmu-la, o que pode estar associado ao contato direto destes com esta temática e a participação ativa no CEIVAP.

Em relação ao valor da cobrança, como já foi apresentado anteriormente, este ainda precisa sofrer evoluções. O valor cobrado das empresas de saneamento é relativamente elevado, como afirmou o entrevistado da CESAMA, devido ao baixo índice de tratamento de esgotos presente nos municípios. No entanto, todo o custo é repassado às contas do-miciliares, proporcional ao volume de água consu-mido, com baixo ônus ao consumidor doméstico, como afirmou o funcionário da Prefeitura de Cata-guases. O setor industrial também não sofreu um impacto significativo, conforme mencionado pelo entrevistado da FIEMG, apesar das particularidades que cada empresa apresenta e que devem ser consi-deradas na decisão de reajuste do valor. As grandes empresas, como a CSN são cobradas valores altos e quanto às pequenas, esse pode representar um custo elevado em seu orçamento, caso o lançamento de efluentes seja elevado e haja baixa eficiência de tratamento.

Os entrevistados foram questionados se a implantação da cobrança mudou a sua visão em relação à água. Dentre os dezesseis consultados, sete afirmaram ter mudado sua própria percepção; o Secretário de Agricultura de Cataguases afirmou não ter alterado; e os outros oito entrevistados de-clararam que sua visão não mudou, mas que a de outros usuários ou demais cidadãos com certeza. As respostas demonstraram que a mudança de percep-ção em relação à água após o início da cobrança deve ter sido mais significativa para os usuários-pagadores e para aqueles que não têm vínculo com a temática.

Algumas empresas sujeitas à cobrança já buscam reduzir o valor pago à agência de bacia, enquanto outras nada podem fazer quanto a isso, como é o caso das concessionárias de energia elétri-ca, que são cobradas em função da geração de ener-gia. As empresas de saneamento já vinham sofrendo pressão pela sociedade e pelo governo federal para ampliar as redes coletoras de esgoto e seu tratamen-to. Portanto, não são influenciadas especificamente pela cobrança, apesar de ser um elemento motiva-dor.


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Informação e conhecimento relativos à cobrança

É fundamental que os usuários-pagadores e membros do Comitê tenham acesso às informações sobre as decisões quanto à cobrança e destino dos recursos obtidos. Este quesito torna o processo mais transparente, evita conflitos e facilita a aplicação deste instrumento. Satisfatoriamente, apenas três dos dezesseis entrevistados não recebem ou procu-ram estas informações: os Secretários de Agricultura de Juiz de Fora e Cataguases e a funcionária da IM-BEL.

Os meios de comunicação mais utilizados pelo CEIVAP, segundo os entrevistados, são os ele-trônicos: e-mail e website. Além disso, os membros ativos são informados durante as reuniões e eventos promovidos pelo Comitê, onde decidem os rumos da aplicação do instrumento de cobrança, dentre outros temas.

O nível de informação dos entrevistados a-cerca da cobrança na bacia do Paraíba do Sul, se-gundo as respostas, está diretamente relacionado à participação nas reuniões do Comitê. Os entrevista-dos que são membros ativos no CEIVAP têm acesso direto às informações, participando inclusive, das decisões quanto ao rumo da política na bacia. No entanto, os usuários entrevistados que não fazem parte do Comitê se sentem alheios aos dados relati-vos à cobrança na bacia.

É possível que a difusão de informações do CEIVAP privilegie os membros participantes e que haja falhas de comunicação entre o Comitê e os usuários. No entanto, conforme mencionado por alguns entrevistados, o CEIVAP mantém um site na internet com dados atualizados referentes não só à cobrança, mas a todas as temáticas debatidas nas reuniões, contendo inclusive, as deliberações apro-vadas. Investimentos na bacia

O atual quadro de degradação que se en-contra a bacia do rio Paraíba do Sul exige esforços e tomada de medidas urgentes e eficazes para buscar a sua reversão. A demanda por investimentos e os recursos financeiros necessários são elevados. Esta empreitada, portanto, somente terá êxito por meio da comunhão de investimentos entre os setores público e privado apoiados pela sociedade civil or-ganizada.

A opinião dos entrevistados a respeito de quem seriam os responsáveis pelo investimento em obras para a gestão da água foi diversa. Dentre os dezesseis entrevistados, cinco citaram exclusivamen-

te o CBH: AMAJF, FIEMG, FAEMG, CESAMA e CEMIG; três mencionaram o poder público e o CBH: Consórcio do rio Pomba, FUNCEC e IGAM; cinco indicaram apenas o poder público: Secretários de agricultura de Cataguases e Juiz de Fora e fun-cionários da Companhia Industrial Cataguases, IM-BEL e COPASA; dois sugeriram somente os usuá-rios: entrevistados da FEAM e CFLCL; e o entrevis-tado do setor ambiental da Prefeitura de Cataguases citou o poder público e as empresas de saneamento.

As respostas demonstram a multiplicidade de opiniões dos entrevistados quanto à responsabili-dade de investimento em obras voltadas à gestão dos recursos hídricos. O setor público foi o mais citado pelos entrevistados, o que pode ser justificado pela tradição cultural brasileira de creditar às instituições governamentais a responsabilidade por gerir o terri-tório brasileiro e buscar solucionar seus problemas, principalmente por meio de obras.

A indicação das áreas prioritárias para inves-timentos com recursos oriundos da cobrança foi realizada pelos entrevistados. Foram destacados os temas tratamento de esgotos, revegetação, educação ambiental e mobilização social, que correspondem aos principais investimentos realizados pelo CEIVAP desde o início da cobrança.

As principais demandas apontadas estão re-lacionadas à percepção das áreas que carecem de investimentos. Como o esgoto corresponde ao prin-cipal elemento de poluição das águas, seu tratamen-to foi apontado pela quase totalidade dos entrevis-tados.

A resposta do representante da CESAMA apontou o papel do comitê mais como articulador de financiamentos que responsável por arcar com as despesas da instalação de ETEs. Como a disponibili-dade de recursos obtidos com a cobrança é insufici-ente para o número de municípios que demandam tratamento de esgoto, parece mais vantajoso investir em projetos municipais para instalação de ETEs, pois assim, cada município pode buscar financia-mento a fundo perdido junto aos governos estadual e federal.

O fato de haver recursos financeiros dispo-níveis, vontade política por parcela dos governantes e empenho dos membros do CEIVAP em prol da melhoria das condições ambientais na bacia já pode ser comemorado. Apesar da contínua demanda por investimentos na bacia, a atual conjuntura de deba-tes, mobilizações, adoção de tecnologias limpas e tratamento de esgotos, mesmo que em estágio inici-al, aponta para um futuro mais promissor que o delineado há poucos anos atrás.


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CONSIDERAÇÕES FINAIS

A cobrança pelo uso da água deve ser articu-lada aos instrumentos de comando e controle na gestão de recursos hídricos. Ainda não se sabe ao certo se sua eficiência será adequada à realidade brasileira, uma vez que suas bases foram inspiradas em experiências de países desenvolvidos. Assistimos atualmente a mobilização do poder público, do setor privado e da sociedade civil em busca de solu-ções para reverter o atual quadro de escassez hídrica que acomete quase todas as principais bacias hidro-gráficas brasileiras.

A experiência pioneira do CEIVAP na im-plementação da cobrança pelo uso da água é valiosa como laboratório para pesquisadores e CBHs com intenção de aplicar este instrumento em suas bacias. A bacia do Paraíba do Sul é destaque nacional e desperta a atenção da sociedade devido aos valiosos resultados já alcançados, apesar dos inúmeros obstá-culos vencidos e desafios ainda a serem superados.

O instrumento de cobrança já possibilitou resultados satisfatórios para esta bacia, apesar da baixa arrecadação frente às demandas necessárias. O valor deste instrumento pode ser atribuído ao cará-ter indutor e educativo que, conforme foi observado nas entrevistas, surtiu efeito sobre o consumo e o lançamento de efluentes de algumas empresas. Foi constatada ainda, uma significativa ampliação na participação de usuários nas plenárias e câmaras técnicas do CEIVAP, motivadas pelo início do deba-te sobre a cobrança e aplicação.

A baixa arrecadação compromete investi-mentos necessários à revitalização da bacia, de gran-de importância econômica e potencial arrecadador muito superior aos atuais valores. Tal situação pode ser fruto dos reduzidos valores estabelecidos nesta fase inicial e experimental da cobrança, que influ-enciou decisivamente a aceitação pelos usuários-pagadores. A aceitação pode se fruto ainda, da me-todologia simples, da transparência na sua aplicação e arrecadação, da participação dos contribuintes nos debates e de campanhas educativas, fundamentais para o sucesso do sistema, conforme analisou Ma-chado (2003). Porém, é necessário que haja aumen-to na arrecadação, que pode ser alcançada por meio de medidas efetivas relacionadas à revisão gradativa dos valores e da metodologia, que foi realizada em dezembro de 2006, pela universalização do cadastro de usuários e pela ampliação no número de pagado-res.

A ampliação e o aperfeiçoamento na difusão de informações relativas às decisões tomadas pelo

CEIVAP é outro ponto importante. O Comitê deve informar e prestar contas aos usuários-pagadores e divulgar suas ações para a sociedade, possibilitando o conhecimento do processo de aplicação da co-brança por uma parcela maior da sociedade, con-forme requisitaram alguns entrevistados. O conhe-cimento reduz a ignorância e as dúvidas, favorecen-do avaliações críticas pela sociedade, o que pode resultar no maior engajamento social e na maior abertura à compreensão de conceitos pouco co-muns no cotidiano.

De um modo geral, os resultados das entre-vistas possibilitaram ampliar os conhecimentos quanto à percepção dos principais setores em rela-ção à cobrança pelo uso da água. A maioria dos entrevistados se mostrou engajada no Comitê, cons-ciente do seu papel e bem informada acerca de conceitos ligados às questões apresentadas. A recep-tividade à cobrança foi um fator inesperado nos resultados e que será de grande valia para a evolu-ção deste instrumento de gestão na bacia. A adoção de medidas de redução de consumo e lançamento de efluentes por alguns setores usuários confirma o papel motivador ao uso racional atribuído legalmen-te à cobrança.

A cobrança, no entanto, não deve ser espe-rada como a solução capaz de sanar mazelas come-tidas durantes séculos sobre as águas da bacia. Seu papel educativo, sinalizador do valor econômico da água e motivador ao seu uso racional, nesta fase inicial da cobrança, vem se apresentando preponde-rante sobre sua função arrecadadora. O tempo trará as respostas relativas à efetividade deste instrumento em atender os objetivos propostos na legislação. O quadro ambiental da bacia será o principal meio de avaliá-la. REFERÊNCIAS AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS - ANA on line. Disponível

em: <www.ana.gov.br>. Acessada em 10 de De-zembro de 2006.

BRASIL. Decreto nº. 1.842, de 22 de março de 1996. Institui Comitê para Integração da Bacia Hidrográfica do Rio Paraíba do Sul – CEIVAP.

___________. LEI DAS ÁGUAS. Lei 9.433, de 08 de Janeiro de 1997.

CARVALHO, R. Gestão dos Recursos Hídricos: Conflito e Negociação na Questão das Águas Transpostas da Bacia do Paraíba do Sul. (2005). Tese de Doutorado. Rio de janeiro: COPPE/UFRJ.


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CEIVAP on line. Disponível em: <www.ceivap.org.br>. Aces-sos constantes.

CEIVAP. Deliberação nº. 03/2000 de 21 de julho de 2000. Aprova a iniciativa da Secretaria Executiva no senti-do de encaminhar as discussões visando a criação de uma entidade transitória de apoio técnico, admi-nistrativo e financeiro ao CEIVAP.

___________. (2001) Bacia do Rio Paraíba do Sul: Livro da Bacia. Brasília: Projeto PROAGUA/MMA/ANA/Banco Mundial/UNESCO.

___________. Deliberação n.º 65 de 28 de setembro de 2006. Estabelece mecanismos e propõe valores para a co-brança pelo uso de recursos hídricos na bacia hidro-gráfica do rio Paraíba do Sul, a partir de 2007.

COPPETEC. (2002). Síntese do documento Plano de Recur-sos Hídricos para a Fase Inicial da Cobrança na Ba-cia do Rio Paraíba do Sul. Rio de Janeiro: A-NA/COPPE-UFRJ.

LANNA, A. (2000). A inserção da gestão das águas na gestão ambiental. In: MUÑOS, H. (Org.). Interfaces da Ges-tão de Recursos Hídricos: Desafios da Lei de Águas de 1997. Brasília: MMA – SRH.

MACHADO, C. (2003). A cobrança pelo uso da água: contribu-ição para a sua implementação no Estado do Rio de Janeiro. Revista Rio de Janeiro, n. 9, p. 55-75, jan./abr.

PEDRAS, E.; MAGALHÃES, P.; AZEVEDO, J. (2003). Avalia-ção do Impacto da Cobrança pelo uso da Água em alguns Setores Industriais da Bacia do Rio Paraíba do Sul. XV Simpósio Brasileiro de Recursos Hídri-cos: Desafios à Gestão da Água no Limiar do Século XXI, Curitiba – Paraná, 23 a 27 de novembro de 2003.

SERRICCHIO, C.; CALAES, V.; FORMIGA-JOHNSSON, R.; LIMA, A.; RODRIGUES, J.; ANDRADE, E. (2005). Prêmio CAIXA Melhores práticas em gestão local 2003-2004: O CEIVAP e a gestão integrada dos re-cursos hídricos da bacia do rio Paraíba do Sul. Um relato da prática Rio de Janeiro: GESTEC/CAIXA.

THAME, A. (Org.). (2000). A cobrança pelo uso da Água. São Paulo: IQUAL.

Perspectives of Application of a Water Charging System in Brazil Based on the Minas Gerais Por-tion of the Paraíba do Sul Basin ABSTRACT

The objective of this work is to analyze the perception and social acceptance of the application of a water charging system in part of the Paraíba do Sul river's basin, located in Minas Gerais—sub-basins of Paraibuna and Pomba rivers. The study aims to raise thoughts about the perspective of implementing this instrument in Brazil. This analysis is based in inquiring about the comprehension and willingness to pay of the various user sectors in the area. These sectors are represented in the CEIVAP—Committee for Integration of the Hydrographic Basin of the Paraíba do Sul River. The work aims to be a qualitative study and was based on interviews that were applied to members of various sectors of the CEIVAP as well as companies that pay for water use. The results demonstrated the accep-tance and understanding of the charging system of most respondents, as well as the measures that began to be taken by some user sectors to reduce the water consumption and the launching of effluents. The results can contribute for possible modifications of the charging system by CEIVAP and other CBHs interested in adopting this instru-ment. Keywords: water resources management, charging for water use, Paraíba do Sul.


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Avaliação de Alternativa de Irrigação Suplementar com Água Moderadamente Salina em Vale Aluvial no Semi-Árido: Experimentação e Modelagem

Danilo César de Oliveira Bastos Faculdade da Amazônia, Departamento de Agronomia/IESP/RO

http://www.iesavilhe.edu.br

Abelardo A. de A. Montenegro, Suzana M. Gico Lima Montenegro Departamento de Tecnologia Rural- UFRPE

[email protected] ; [email protected]


RESUMO

A avaliação de alternativas de manejo da irrigação com águas salobras é fundamental para a prática da agricultura de maneira sustentável no semi-árido. Desenvolveu-se estudo em lote de vale aluvial irrigado por microaspersão e cultivado com cenoura (Daucus carota L.), no início da estação chuvosa, onde existe risco de salinização, associado à qualidade das águas subterrâneas utilizadas para irrigação. O desempenho do manejo de irrigação com água moderadamente salina (CE = 1,38 dS m-1) foi avaliado com base em lavagem parcial de sais, na manutenção de níveis adequados de umidade e de salinidade no perfil. Verificou-se redução da condutividade elétrica no perfil 0-100 cm durante o cultivo, principalmente na zona radicular. Simulação numérica de fluxo e transporte de sais foi então realizada, tendo-se reproduzido aproximadamente as medições de campo, com relação às tensões matriciais e ao conteúdo de sais no perfil do solo. Verificou-se, experimentalmente e através de modelagem, que a alternativa de lixiviação incompleta apresentou desempenho adequado, quando comparada com a lixiviação completa, baseada na salinidade da água de irrigação e na tolerância da cultura. A alternativa de lixiviação incompleta preservou as condições adequadas para desenvolvimento da cultura, ao mesmo tempo em que promoveu economia no uso da água. Palavras-chave: lixiviação incompleta, modelagem numérica, salinidade, cenoura.

INTRODUÇÃO

A região semi-árida nordestina, embora possua alto potencial para agricultura, apresenta regime irregular de chuvas e elevada taxa de evaporação, com vales aluviais, via de regra, apresentando salinidade elevada. O desenvolvimento da irrigação nesses vales, particularmente da agricultura familiar, em geral carente de suporte técnico e de capacitação, está associado a um elevado risco de salinização da água e do solo.

A lavagem dos sais do perfil é essencial para adequada produtividade das culturas sensíveis em áreas com águas marginais, particularmente no se-mi-árido. Medeiros & Gheyi (1997) recomendam o modelo de Rhoades (1974) para estimativa da ne-cessidade de lavagem do solo. Tomando-se por refe-

rência tais valores, verificações experimentais devem ser conduzidas, ou, alternativamente, simulações numéricas, que considerem a resposta da cultura à salinidade. Por exemplo, o modelo WAVE (Vanclo-oster et al.,1994) foi utilizado por Montenegro et al. (2002) para análise de risco de salinização em solo com lençol freático raso. Neste caso, as águas subter-râneas recebem aportes da drenagem do perfil, e a lavagem excessiva pode comprometer a qualidade desses mananciais (Causapé et al., 2004).

Com relação à cultura da cenoura, é grande a carência de estudos sobre os efeitos de estresse salino no seu rendimento, aceitando-se, comumen-te, os valores de coeficientes propostos por Maas & Hoffman (1977) para salinidade limiar e taxa de redução de produtividade. Souza et al. (2008), em experimento de irrigação na mesma área objeto deste estudo, verificaram adequada produtividade

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998), o proocasionado

estudo foi ferenciado

em estudo

ológica au-ue Classe

microasper-rota L.), e vazão mé-istórica, a dS m-1, e

m registros de 2002. A

é inferior ce a vazão ão de 150 média de

2004). Du-dutividade dia históri-

ação exer-e há uma

irrigação eguirem o r melhor à ocasionar

dutividade

ocesso de por dois


29

processos: o natural e o induzido. O processo induzido ocorre pela ação antrópica, provocando a salinização do solo pelo manejo inadequado da irrigação e drenagem em regiões áridas e semi-áridas, fazendo-se muitas vezes do uso da água com salinidade elevada ou aplicação de lâmina excessiva às necessidades da planta e drenagem deficiente, com acúmulo de sais após ascensão capilar e evapotranspiração da água na zona radicular.

Conforme destacam Ribeiro et al. (2003), a presença de lençol livre próximo à superfície está não só associada a uma drenagem reduzida, mas também à utilização de sistemas de irrigação ineficientes. O acúmulo de sais na zona não-saturada é intensificado pela salinização secundária. As regiões saturadas de um perímetro, onde os fluxos ascendentes predominam, são conhecidas como regiões de descarga (Salama et al., 1993).

A Figura 2 apresenta um modelo esquemático do fluxo e transporte de sais em aluviões irrigados, com lençol freático raso. Pode-se notar que o ciclo progressivo pode causar o acúmulo de sais, constituído pelos componentes, irrigação-lixiviação-bombeamento-irrigação e, nas áreas propensas a descargas, irrigação-lixiviação-ascensão.

Figura 2 - Modelo conceitual do risco de salinização de

solo e aqüífero decorrente de irrigação

Segundo Ayers & Westcot (1999), a cultura da cenoura apresenta limiar de condutividade elétrica do extrato saturado de 1,0 dS m-1. A necessidade de lavagem pode ser estimada aplicando-se o modelo de Rhoades (1974), dado por:

aes

a

CECE5CENL−

= (1)

em que CEa é a condutividade elétrica da água de irrigação, e CEes é a condutividade elétrica do extra-to saturado, equivalente ao limiar da cultura. Com base na lâmina de irrigação adotada e na necessida-de de lavagem NL, pode-se facilmente estimar a lâmina de drenagem LD associada.

O extrato de saturação representa o menor teor de umidade do solo que pode ser repetido com certa segurança e relativa facilidade, possibilitando a coleta de volumes adequados razoáveis de liquido para analises. Os valores de parâmetros analíticos obtidos no extrato de saturação geralmente apresentam alta correlação com os medidos na condição de umidade natural do solo. Por este motivo, a tolerância das culturas à salinidade é relacionada à condutividade elétrica, ou concentração total de eletrólitos do extrato de saturação. EXPERIMENTO DE CAMPO

As lâminas de irrigação foram aplicadas a-proximadamente a nível diário, utilizando-se as lei-turas de evaporação do Tanque Classe A e as preci-pitações no período. Adotou-se, para todo o ciclo da cultura, o valor de 0,75 referente ao coeficiente de tanque (Kp), conforme Doorembos & Kassam (1979), para as condições locais. Nos dias de chuva, as estimativas de evapotranspiração do tanque foram posteriormente ajustadas aos valores calculados pelo modelo de Penman-Monteith (Allen et al., 1998).

Quatro estágios de desenvolvimento da cultura foram considerados, conforme Doorembos & Kassam (1979). Os 1º, 2º, 3ºe 4º estágios ocorreram nos intervalos de 10 a 28/02/2003 (Kc = 0,45), 01 a 30/03/2003 (Kc = 0,75), 31/03 a 29/04/2003 (Kc = 1,05), e 30/04 a 15/05/2003 (Kc = 0,90), respectivamente. Devido à ocorrência de chuvas durante o estágio 1 (69,0 mm), que superaram a demanda hídrica da cultura (42,6 mm), a irrigação teve início apenas a partir do 2º estágio de cultivo. Amostras de solo foram coletadas para avaliação da CE do extrato de saturação do solo, conforme metodologias recomendadas por EMBRAPA (1997).

Zona Intermediaria – não saturada

ZZoonnaa RRaaddiiccuullaarr

Irrigação com água do freático

LL iixx i

i vvii aa

çç ããoo

FFlluuxxoo ssaattuurraaddoo LLeennççooll FFrreeááttiiccoo

FFrraannjjaa CCaappiillaarr –– vvaarriiáávveell

Bom

beam

ento

– d

rena

gem

ver

tica

l

AAss cc ee

nnss ããoo

ccaapp

ii llaarr


30

Tendo em vista que os agricultores locais tendem a aplicar lâminas mais elevadas nos estágios iniciais das culturas e depois reduzir as lâminas com vistas à economia de energia elétrica, propôs-se uma necessidade (ou fração) de lavagem de 0,38 apenas para os 15 primeiros dias do 2º estágio, deixando-se a cargo do agricultor local conduzir o manejo a partir das leituras evaporimétricas, sob supervisão. Para os períodos subseqüentes, sugeriu-se suspender as lavagens utilizando-se a água de irrigação, de modo a avaliar o potencial das chuvas em promover naturalmente as lixiviações.

De modo a estimar as lâminas drenadas do perfil, utilizou-se a equação do balanço hídrico apli-cada a um perfil de solo de altura igual à profundi-dade da zona radicular efetiva, desprezando-se o escoamento superficial, e com a variação de umida-de na zona radicular limitada ao teor de capacidade de campo do solo. CARACTERIZAÇAO HIDRODINÂMICA DO SOLO

Estabeleceu-se uma malha com 12 pontos na área em estudo, de modo a monitorar a salinidade do solo no decorrer do experimento, nas profundi-dades de 0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm, 60-80 cm e 80-100 cm. Em quatro desses pontos, instalaram-se tensiômetros nas mesmas profundidades e cápsulas, para extração de solução do solo. Avaliou-se a den-sidade global e a curva característica do solo a partir de amostras indeformadas. Os resultados de labora-tório foram ajustados ao modelo de van Genuchten (1987), dado por:

[ ] )n11(n

rsr

)(1−

Ψα+

θ−θ+θ=θ (3)

em que θs e θr são as umidades de saturação e residual, respectivamente, e α e n parâmetros. Em uma das estações foram realizados testes com permeâmetro de Guelph, para avaliar os parâmetros da função de Gardner (1958), para a curva de condutividade hidráulica nao saturada, especificamente a condutividade hidráulica saturada K0 e o parâmetro exponencial a, de acordo com:

K(Ψ)=K0.e-a.Ψ (4)

em que K(Ψ) [L/T], é a condutividade hidráulica em função do potencial matricial. MODELAGEM MATEMÁTICA

O modelo escolhido para a análise numéri-ca foi o WAVE (Vanclooster et al., 1994), que se baseia na equação de Richards e na equação de convecção- dispersão para a solução de problema de fluxo de água e transporte de soluto na direção vertical de uma coluna de solo. A equação de Ri-chards na forma como é utilizada no modelo é escri-ta como

)(C)(S1

z)(K

z)(C1

t ψψ

−

+∂∂ψ

ψ∂∂

ψ=

∂∂ψ

(5)

com: Ψ=potencial matricial [L]; t=tempo [T]; K(Ψ)= função de condutividade hidráulica do solo [L/T]; z= coordenada vertical [L]; S(Ψ)= função de extração da água do solo pela planta, em relação ao potencial matricial [T-1]; C(Ψ)=dθ/dΨ= capacidade específica de água [L-1].

A equação de convecção-dispersão considerada no modelo é:

∂∂

θ∂∂

=∂θ∂

+∂θ∂

zCD

zz)Cv(

t)C(

(6)

com: θ= conteúdo de umidade do solo [L3/L3]; C= concentração de soluto [M/L3]; v= velocidade da água no meio poroso [L/T]; D= coeficiente de dispersão longitudinal [L2/T].

Assume-se que o coeficiente D é escrito co-mo D=λlv, onde λl é o coeficiente de dispersividade hidrodinâmica. Para o estudo proposto, a concen-tração de soluto, C, é tomada como o total de sóli-dos dissolvidos, representando a concentração de sais em solução na água, e o soluto é considerado inerte.

A função S(Ψ) é definida no WAVE de a-cordo com modelo proposto por Feddes et al. (1978), escrito como


31

S(Ψ)=α(Ψ).Smax (7) onde, Smax é a máxima extração de água pela planta, que ocorre em condições ótimas de umidade, e α(Ψ) é uma função adimensional de redução em resposta a uma condição não favorável de umidade, relacionada ao potencial matricial, Ψ. No modelo WAVE a função Smax é dada por Smax=a0-bz (8) em que, a0 e b são parâmetros que devem ser preferencialmente determinados através de experimentos, ou adotados valores da literatura. A função da equação 8 representa o padrão de extração da água pelas raízes ao longo da profundidade da zona radicular.

A função α(Ψ) é considerada no modelo WAVE de acordo com a proposição de Feddes et al. (1978) como dependente de quatro parâmetros, Ψ0, Ψ1, Ψ2 e Ψ3. O valor de Ψ0 reflete as condições de deficiência de oxigênio para a planta, quando o nível de umidade do solo é alto, enquanto h3 caracteriza a condição de estresse hídrico, ou de escassez de umidade, que prejudica o desenvolvimento da planta de forma irreversível, representado pelo ponto de murcha permanente. Os valores de Ψ0 e Ψ3 caracterizam valores-limite de tensão de água no solo, ou de pressão matricial, para que a extração de água pela planta cesse. Para valores de Ψ superiores a Ψ0 e inferiores a Ψ3, a função de redução α(Ψ) assume o valor zero. Entre Ψ1 e Ψ2 a planta teria condições ótimas de umidade e o valor de α é igual à unidade. No intervalo entre Ψ0 e Ψ1, uma variação linear de α é assumida. Uma opção de variação linear ou hiperbólica pode ser assumida para α entre Ψ2 e Ψ3. Nesse trabalho, uma variação linear foi adotada nesse intervalo. A função de extração de água pelas raízes, S(Ψ) ta mbém pode refletir a influência da presença de sais no processo de transpiração. Nesse caso, a função é S(Ψ,π), sendo π o potencial osmótico, relacionado com a presença de sais na solução da água no solo. van Genuchten (1987) propôs uma expressão para α(Ψ,π) considerando o efeito do potenical osmótico. No presente estudo, esse efeito não foi considerado pela dificuldade de definição dos parâmetros adequadamente, tendo- se optado por assumir que o efeito da presença de sais pode ser incorporado na

função da equação 7 quando da calibração do modelo.

O modelo considera que a extração de água pelas raízes integrada ao longo do comprimento da zona radicular, zr, é limitada ao valor da transpiração

máxima

≤∫rz

pTzS

0

),(ψ . A transpiração máximal Tp é

calculada por um modelo de repartição da evapotranspiração máxima da cultura escrito como Ep= exp(-0,6.IAF).ETp (9) com: Ep=evaporação potencial; IAF= índice de área foliar; ETp= evapotranspiração máxima da cultura.

A evapotranspiração máxima da cultura no modelo WAVE pode ser calculada através de valores fornecidos de evaporação do Tanque Classe “A” e coeficiente de cultura.

O modelo WAVE discretiza as equações 5 e 6 através do Método das Diferenças Finitas. Para a solução da equação 5 é necessário o conhecimento da curva característica do solo, θ(h), e da condutividade hidráulica como função do potencial matricial ou da umidade (K(Ψ)) ou K(θ)). Nesse trabalho, foram assumidas as relações funcionais dadas por (3) e (4).

Na pesquisa em questão foi simulada a seguinte situação de perfil:

• Solo com 5 camadas (0-120 cm), sendo cada compartimento com 10cm, no total de 12;

• Irrigação durante 95 dias. • As simulações foram realizadas

considerando as condições de tensão especificada no contorno inferior do perfil.

O modelo WAVE tem sido amplamente uti-

lizado para simulação do fluxo e transporte de sais em meios porosos. Montenegro et al. (2002) aplica-ram o modelo em análise estocástica na mesma área de estudo. Fernández et al. (2002) aplicaram o WA-VE a condições do Mediterrâneo e verificaram o bom desempenho do modelo. Bastiaanssen et al. (2007) apresentam uma revisão do estado da arte com relação a 25 anos de modelagem em solos sob condições de irrigação e drenagem e destacam o WAVE na listagem dos principais modelos disponí-veis.


32

Neste estudo foram utilizados os parâmetros recomendados por Montenegro et al. (2002) para as funções das equações (7), (8) e (9). O coeficiente de dispersão hidrodinâmica foi escolhido igual a 3 cm, com base em experimentos com solos da área, também reportado por Montenegro et al. (2002). Os dados da cultura de índice de área foliar e pro-fundidade das raízes foram de 5 e 40 cm, respecti-vamente, obtidos da literatura (Hoogland et al., 1981; CISAGRO, 1990) e variando linearmente de zero, no início do ciclo da cultura até esses valores máximos aos 45 dias de cultivo.

Tabela 2 - Textura e classes do solo, no lote aluvial estudado.

Profundidade

(cm) Areia (%)

Argila (%)

Silte (%)

Classe do solo

0-20 37,05 25,92 37,03 Franco

20-40 48,52 24,01 27,47 Franco-argilo-

arenoso

40-60 52,66 21,95 25,39 Franco-argilo-

arenoso

60-80 55,60 22,48 20,71 Franco-argilo-

arenoso

80-100 49,35 25,51 27,14 Franco-argilo-

arenoso RESULTADOS E DISCUSSÃO

Os solos são de classe franco a franco-argilo-arenosa, com teores de areia aumentando de 37,05% na superfície, até 55,60% na camada de 60-80 cm (Tabela 2). A Tabela 3 apresenta os parâme-tros para os modelos de van Genuchten (1987) e Gardner (1958). As camadas apresentam condutivi-dade hidráulica saturada de alta a muito alta, o que facilita os processos de lixiviação de sais, sendo le-vemente superiores, a partir de 20 cm de profundi-dade, ao valor de 9,2 mm.h-1 encontrado por Santia-go et al. (2004), em perfil próximo. Os valores do parâmetro a se situam aproximadamente na faixa indicada por Reynolds et al. (1985), da ordem de 10 a 20 m-1 para solos arenosos e franco arenosos e da ordem de 1 a 2 m-1 para solos francos . Assumiu-se que a salinidade da água não alterou as proprieda-

des hidráulicas do solo durante o experimento, com base nas faixas de CE e RAS verificadas por Silva et al. (2005), em Neossolo no Ceará. Tabela 3 - Parâmetros para a curva característica e função

de condutividade hidráulica 0-20 cm 20-40 cm 40-60 cm 60-80 cm n 1,7030 1,4321 1,2824 1,1810 α (cm-1) 0,0011 0,0172 0,0438 0,0606 θr 0,1550 0,1377 0,1123 0,0173

K0 (mm h-1) 7,0208 39,6458 41,8125 22,6583

a (m-1) 2,7130 4,1300 5,0800 2,1300

θs 0,3650 0,4100 0,3970 0,4280

* R2: Coeficiente de determinação do ajuste estatístico superior a

0,95

A Figura 3 apresenta as lâminas precipitadas (P), de irrigação (I), e evapotranspirada pela cultura (ET), a nível diário. As lâminas de drenagem (LD) foram acumuladas no tempo, resultantes da precipitação e da irrigação. Para o manejo adotado, as lavagens promovidas pelas irrigações corresponderam a apenas 24% do total previsto pelo modelo de Rhoades (1974). Conforme já comentado, verificou-se que a condutividade elétrica da água de irrigação esteve abaixo da média histórica, com valor de 1,29 dS m-1. Utilizando-se este último valor, pode-se calcular a lâmina de drenagem LD(req)2, e a necessidade de lavagem seria inferior à previamente calculada, LD(req)1

com base na média histórica, conforme mostrado na Figura 3.

Para as condições experimentais de cultivo, a redução na lavagem de sais correspondeu a uma lâmina de aproximadamente 23 mm, ou seja, 230 m3ha-1. Quando se compara a drenagem real com aquela prevista pelo modelo de Rhoades (1974), pode-se notar que as lavagens devidas à irrigação foram praticamente suspensas decorridos cerca de 15 dias de iniciada a irrigação, correspondendo aos trechos horizontais no gráfico acumulado. As lavagens subseqüentes estão relacionadas às chuvas.

Através da Figura 4 pode-se verificar que, em todas as profundidades, ocorreu decréscimo na concentração de sais após a irrigação acompanhada da lâmina de lixiviação, sendo aos 60cm de profun-didade os menores valores encontrados, acumulan-do-se nesse perfil intermediário entre a camada das raízes das plantas e o lençol freático, como proposto no manejo.


33

Avaliaram-se os potenciais matriciais através de tensiômetros, entre 20/03 e 15/05, não se verificando estresses matriciais significativos, capazes de reduzir a transpiração da cultura ou inibir o seu crescimento. Leituras anteriores a 20/03 não foram analisadas, devido a dificuldades no funcionamento dos tensiômetros; entretanto, tendo em vista que se promoveu lavagem por irrigação entre 02 e 15/03, pode-se considerar que não ocorreram estresses hídricos neste intervalo.

Figura 3 - Lâminas de precipitação (P), irrigação (I), evapotranspiração (ET), de drenagem real (LD), e de

drenagem teórica LD(req), no experimento com cenoura.

Figura 4 - Evolução da condutividade elétrica do extrato saturado (CEas).

Examinando-se os dados de gradiente de potencial total do experimento, o valor médio entre as camadas 60cm-80cm foi de +1,13, com valores

entre +0,77 e +1,38, indicando drenagem próximo da gravitacional. Valores de gradiente próximos à unidade tendem a se estabelecer abaixo da zona radicular em solos homogêneos e na ausência de lençol raso, conforme Libardi (2000). Adicional- mente, não se detectou fluxo ascendente na camada de 80-100 cm podendo-se descartar, assim, qualquer influência de ascensão capilar.

As lavagens do perfil reduziram a condutividade elétrica, quando comparados os dias 12/02 (início do cultivo) e 14/05 (final do experimento). A Figura 5 mostra as condutividades elétricas medidas a partir de extratos de pasta, com valores corrigidos para a umidade do solo coletado. Os desvios-padrão estão apresentados em conjunto com os valores médios para a pasta. A Figura 5 também inclui as condutividades elétricas simuladas com o WAVE. Nota-se uma tendência de redução da condutividade elétrica entre o início e o final do experimento, por efeito de lixiviação. Em relação ao perfil, a condutividade elétrica a 20 cm apresenta valores superiores, em comparação à 40 cm, provavelmente pelo efeito da evaporação na superfície do solo.

Figura 5 - Condutividades elétricas do perfil medidas (barras indicam desvio padrão) e simuladas no lote

O desempenho das simulações com o modelo WAVE foi verificado mediante a compara-ção entre as tensões matriciais e as condutividades elétricas simuladas e medidas, para um período de 95 dias, ao longo do perfil e se considerando uma discretização numérica vertical de 10 cm. Os parâ-metros de solo de maior relevância utilizados são aqueles presentes na Tabela 3.

Segundo a Figura 5, os valores de condutivi-dade elétrica simulados estão consistentes com os

0

40

80

120

160

200

2/3

7/3

12/3

17/3

22/3

27/3 1/4

6/4

11/4

16/4

21/4

26/4 1/5

6/5

11/5

LD- m

m

-20

0

20

40

60

80m

m

P I ET

LD(req)1 LD(req)2 LD(CE=1,38 dS m-1) (CE=1,29 dS m-1)

0

20

40

60

80

100

120

1,50 2,00 2,50 3,00 3,50

CE (dS m-1)

prof

. (cm

)

Condição anterior à irrigaçãoCondição após irrigação

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 3,50 4,00

20

40

60

80

100

Pro

f.(cm

)

CE (dS m-1)

pasta- 12/02/03 pasta- 14/05/03

simulado- 12/02/03 simulado- 14/05/03


34

medidos, no início e no final do experimento. Para os potenciais matriciais, entre os compartimentos 1-3, que equivalem às profundidades de 10-30 cm, ocorreram algumas discrepâncias devido à maior interferência da superfície e à evaporação do solo e transpiração da cultura. Mesmo assim, observou-se coerência de valores e a manutenção de tendências de umedecimento e secamento. As simulações para os compartimentos 4-6 também exibiram tendência similar às de campo. A Figura 6 apresenta as compa-rações, para a camada de 10-30 cm. Decidiu-se, as-sim, não se realizar calibração de parâmetros.

Figura 6 - Potenciais matriciais medidos e simulados, entre os compartimentos 1-3.

Baseado no desempenho do modelo WAVE para as condiçoes do estudo, o mesmo foi utilizado para simular a condição de lixiviação completa, adotando-se o critério de Rhoades (1974). A distribuição de freqüência de condutividades elétricas, no perfil 0-100 cm, é similar àquela referente à lavagem incompleta (Figura 7). Porém, na lâmina completa o volume de sais adicionado é maior, incrementando a carga de sais ao lençol freático e, em longo prazo, podendo produzir aumento na salinidade da água do poço.

Figura 7 - Distribuição de freqüência acumulada da salinidade do perfil 0-100 cm, para as alternativas de

lixiviação completa e incompleta

CONCLUSÕES

1. O manejo adotado no início da estação chuvosa e com lâminas de lavagem inferiores a 24% da teórica, promoveu uma lavagem adequada do perfil.

2. O modelo WAVE, parametrizado a partir de levantamentos físicos e hidráulicos de campo, simulou adequadamente a distribuição das tensões e da salinidade do solo.

3. A lixiviação incompleta gerou distribuição de sais similares à lixiviação teórica, tendo reduzido o consumo hídrico para irrigação, e diminuído o transporte de sais para o lençol freático subjacente.

4. Para as condições experimentais de cultivo irrigado, a lixiviação incompleta propiciou uma economia de 230 m3ha-1 dos recursos hídricos disponíveis.

AGRADECIMENTOS

Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico — CNPq, pelo apoio à realização desta pesquisa. REFERÊNCIAS Allen, R.G.; Pereira, L.S.; Raes, D.; Smith, M. Crop evapo-

transpiration: Guidelines for computing crop water requirements. Rome: Food and Agriculture Organiza-tion of the United Nations, 1998. 300p. FAO. Irrigati-on and Drainage, Paper 56

Ayers, R.S.; Westcot, D.W. A qualidade da água na agricultura Tradução: Gheyi, H. R.; Medeiros, J.F.; Damasceno, F.A.V. Campina Grande: UFPB, 1999. 153p. Estudos FAO, Irrigação e Drenagem, 29.

Bastiaanssen, W.G.M., Allen, R.G., Droogers, P., D'Urso, G., Steduto, P. Twenty-five years modeling irrigated and drained soils: State of the art. Agricultural Water Management, Amsterdam,v.92, p.111-125, 2007

Causapé, J; Quílez, D.; Aragüés, R. Assessment of irrigation and environmental quality at the hydrological basin level II. Salt and nitrate loads in irrigation return flows. Agricultural Water Management, Amsterdam, v.70, p.211-228, 2004

-20-15-10

-50

20/3

27/3

3/4

10/4

17/4

24/4

1/5

8/5

15/5

kPa

simulado medido

00,20,40,60,8

1

1 1,2 1,4 1,6 1,8 2 2,2 2,4 2,6CE (dS m-1)

incompleta completa


35

CISAGRO (Companhia Integrada de Serviços Agropecuários). Projeto de Irrigação da Fazenda Nossa Senhora do Rosário. Pesqueira: CISAGRO, 1990. 120 p.

Doorembos, J.; Kassam, A.H. Efectos del água en al rendimiento de los cultivos. Riego y Drenage, 33. Roma: FAO, 1979. 212 p.

EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária. Serviço Nacional de Levantamento de Solos (Rio de Janeiro). Manual de métodos da análise de solo. Rio de Janeiro, 1997. 212p.

Feddes, R. A. Kowalik, P. J.; Zaradny, H. 1978. Simulation of field water use and crop yield. PUDOC. Wagening-hen, 189p.

Fernández, J. E.; Slawinski, C.; Moreno, F.; Walczak, R. T.; Vanclooster, M., Simulating the fate of water in a soil–crop system of a semi-arid Mediterranean area with the WAVE 2.1 and the EURO-ACCESS-II mod-els. Agricultural Water Management, v.56, p.113-129, 2002

Ferreira, P.A. Manejo de água – planta em solos salinos. Curso de pós-graduação em Engenharia Agrícola. UFV/DEA. Viçosa, 93p. 1998.

Gardner, W.R. Some steady state solutions of the unsaturated moisture flow equation with application to evapora-tion from water table. Soil Science, Baltimore, v.85, n.2, p.228-32, 1958.

Hoogland, J.C.; Feddes, R.A.; Belmans,C. Root water uptake model depending on soil water pressure head and maximum extraction rate. Acta Horticulturae, Wage-ningen, v.119, n.1, p.123-131, 1981.

Libardi, P.L. Propriedades físico-hídricas do solo no estudo do manejo e da conservação do solo e da água. In: Oli-veira, T.S.; Assis, R.N.; Romero, R.E.; Silva, J.R.C. Agricultura, sustentabilidade e o semi-árido. Fortale-za: UFC, 2000. p.214-223.

Maas, E.V.; Hoffman, G.J. Crop salt tolerance: current as-sessment. J. Irrigation and Drainage Division, New York, v.103, n.1, p.115-134, 1977.

Medeiros, J.F.; Gheyi, H.R. Manejo do Sistema Solo-água-planta em solos afetados por sais. In: Manejo e Controle da Salinidade na Agricultura Irrigada. Congresso Brasileiro de Engenharia Agrícola, 26, 1997, Campina Grande. Anais... Campina Grande: SBEA, 1997. 383p.

Montenegro, S.M.G.L.; Montenegro, A.A.; Mackay, R. Análise estocástica de fluxo e transporte em solos não-saturados para avaliação de salinização. Revista Brasileira de Recursos Hídricos, Porto Alegre, v.7, n.2, p.17-34, 2002.

Reynolds, W.D.; Elrick, A.; Clothier, B.E. The constant head well permeameter: effect of unsaturated flow. Soil Science. Baltimore, v.139, n.2, p.172-180, 1985.

Rhoades, J.D. Drainage for salinity control. In: van Schilf-gaardde J. (ed.) Drainage for agriculture. Madison: American Society of Agronomy, 1974. p.433-462.

Ribeiro, M.R.; Freire, F.J.; Montenegro, A.A.A. Solos holomórficos no Brasil: Ocorrência, Gênese, Classificação, Uso e Manejo Sustentável. In: Curi, N.; Marques, J.J.; Guilherme, L.R.G.; de Lima, J.M.; Lopes, A.S.; Alvarez V., V.H. (eds.). Tópicos em Ciência do Solo. v.3. Viçosa: Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, 2003. cap.4, p.165-208.

Ribeiro, M. R.; Corrêa, M. M. Levantamento detalhado de solos da Fazenda Nossa Senhora do Rosário. In: Montenegro, A. A. A. Diagnóstico e controle da sali-nização em aluviões com pequena agricultura irriga-da. Recife: UFRPE, 2001. Relatório de Projeto CNPq- Programa Nordeste, processo número 521224/98-5.

Salama, R. B., Farrington, P., Bartle, G. A., Watson, G. D. Distribution of recharge and discharge areas in a first-order catchment as interpreted from water level patterns. Journal of Hydrology, 143: 259-277, 1993.

Santiago, F.S; Montenegro, A.A..; Montenegro, S.M G L. Avaliação de Parâmetros Hidráulicos e Manejo da Irrigação por Microaspersão em Área de Assentamento. Engenharia Agrícola, Piracicaba, v.24, n.3, p.632-643, 2004.

Silva, E.F.; Assis Jr., R.N.; Sousa, J.I.G. Efeito da qualidade da água de irrigação sobre atributos hídricos de um Neossolo. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v.29, n.3, p.389-396, 2005.

Souza, E.R.; Montenegro, A.A.; Freire, M.B. Evolução e variabilidade espacial da salinidade em Neossolo Flúvico cultivado com cenoura (Daucus carota L.) sob irrigação, Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, Campina Grande, v.12, n.6, p.1-10, 2008

Vanclooster, M.; Viane, P.; Diels, J.; Christiaens, K. WAVE- a mathematical model for simulating water and agro-chemicals in the soil and vadose environment. Ref-erence and user’s manual (release 2.0), Leuven, 1994.

van Genuchten, M. Th. A numerical model for water and so-lute movement in and bellow the root zone. Res. Rep. 121. USDA- ARS, U.S. Salinity Laboratory, Ri-verside, C.A., 1987.


36

Evaluation of a Supplementary Irrigation Alterna-tive With Moderately Saline Water in an Alluvial Valley in the Semi-Arid: Experimentation and Mod-eling ABSTRACT

The analysis of management alternatives is of fundamental importance for the sustainable development of irrigated agriculture in the semi-arid. The present study was developed in an alluvial valley under salinization risk, especially due to the practice of irrigated agriculture, associated to the quality of the available groundwater. The study was developed in a plot cropped with carrots (Daucus carota L.) using trickle irrigation in the beginning of the rainy season. The performance of the irrigation manage-ment using moderately saline water (EC = 1.38 dS m-1) was evaluated based on partial leaching of salts, and maintenance of adequate moisture and salt contents in the soil profile. A decrease in the electrical conductivity of soil water was observed in the 0—100 cm depth after irrigation application, especially in the root zone. Numerical simula-tions of water flow and salt transport in the unsaturated zone were performed. The simulation results reproduced well the field measured pressure heads and salt concentra-tions. It was verified, through field experiment and model-ing, that the incomplete leaching alternative is adequate when compared to complete leaching, considering both salinity of the irrigation water and the crop tolerance to salinity. Incomplete leaching may provide suitable condi-tions for plant development, at the same time as it saves water used for irrigation. Keywords: incomplete leaching, numerical modeling, salin-ity, carrot.


37

Verificação da Eficiência e Eficácia de um Algoritmo Evolucionário Multi-objetivo na Calibração Automática do Modelo Hidrológico IPH II

Juan Martín Bravo, Walter Collischonn & Carlos Eduardo Morelli Tucci

Instituto de Pesquisas Hidráulicas, UFRGS [email protected], [email protected], [email protected]


RESUMO

Os complexos processos do ciclo hidrológico podem ser representados por meio da modelagem hidrológica, sendo os modelos que simulam o processo de transformação da chuva em vazão os mais utilizados. Esses modelos são baseados em equações matemáticas que descrevem, de forma simplificada, o comportamento hidrológico da bacia e possuem parâmetros que devem ser definidos através de um processo de calibração. A calibração manual, por tentativa e erro pode ser uma tarefa tediosa, sobretudo quando o usuário do modelo é inexperiente. A calibração automática, por sua vez, utiliza técnicas numé-ricas de otimização baseadas no uso intensivo de computadores. Esse trabalho apresenta um algoritmo evolucionário multi-objetivo de otimização desenvolvido por Vrugt et al. (2003) e aplicado na calibração automática do modelo hidrológico IPH II. Os resultados obtidos são promissores, o algoritmo conseguiu uma aproximação uniforme do frente de Pareto nos diferen-tes testes realizados, mantendo os extremos da mesma bem representados. Ainda mostrou algumas vantagens sobre outro algoritmo evolucionário multi-objetivo atualmente utilizado na calibração automática do modelo hidrológico IPH II. Palavras-chave: calibração automática, modelo hidrológico, algoritmo evolucionário multi-objetivo, MOSCEM-UA, IPH II.

INTRODUÇÃO

Os modelos hidrológicos que simulam a transformação da chuva em vazão são ferramentas que representam, de forma simplificada, os diversos processos do ciclo hidrológico que interagem numa bacia hidrográfica. Esses modelos são baseados em equações matemáticas que possuem parâmetros que caracterizam o comportamento hidrológico de bacia (Tucci, 1998). Alguns desses parâmetros represen-tam abstrações da realidade e, em conseqüência, não podem ser medidos. Nessas circunstâncias, o ajuste dos valores dos parâmetros é realizado através do processo de calibração, com base nas informa-ções hidrológicas existentes.

O objetivo da calibração é encontrar os va-lores dos parâmetros do modelo que permitam uma boa representação do comportamento hidrológico da bacia. A vazão no exutório da bacia engloba os diversos processos hidrológicos e por isso é geral-mente utilizada na avaliação do processo de calibra-ção. Dessa forma, espera-se que uma boa represen-tação do comportamento hidrológico da bacia seja encontrada quando as vazões calculadas pelo mode-lo reproduzam, com boa precisão, às vazões obser-vadas.

Uma das técnicas pioneiras de calibração é a cali-bração manual por tentativa e erro. Essa técnica é um processo iterativo, onde o usuário do modelo altera os valores dos parâmetros em cada simulação. Esse processo continua até que o usuário decida que o resultado encontrado é satisfatório na comparação entre as vazões calculadas e observadas. Uma das grandes vantagens desse procedimento é permitir que o usuário agregue ao processo sua experiência e conhecimento sobre o modelo. Porém, a calibração manual pode ser um processo muito lento, repetiti-vo e tedioso, especialmente quando o modelo utili-zado tem um grande número de parâmetros e o usuário é inexperiente (Collischonn e Tucci, 2003). Isto acontece porque muitas vezes é difícil deduzir a lógica pela qual os parâmetros deveriam ser ajusta-dos para melhorar a representação (Sorooshian e Gupta, 1995).

Com o objetivo de tornar mais rápido e efi-ciente o processo de calibração, foram desenvolvidas técnicas de otimização que se baseiam na utilização intensiva de computadores para a calibração automá-tica de modelos hidrológicos. Para avaliar os resulta-dos do processo de calibração foram propostas dife-rentes medidas de desempenho baseadas, geralmen-te, nos erros entre as vazões calculadas e observadas. Em uma primeira abordagem, cada uma das medi-


38

das de desempenho era utilizada de forma isolada durante a calibração, dando origem à calibração au-tomática mono-objetivo. Como resultado deste proces-so, um único conjunto de parâmetros era obtido ao se maximizar uma única medida de desempenho.

Porém, na modelagem hidrológica não exis-te um único conjunto de parâmetros capaz de re-presentar todos os processos hidrológicos, devido às incertezas: nos dados, nas simplificações do modelo e na representatividade dos valores dos parâmetros. O conceito de eqüifinalidade, introduzido por Be-ven e Binley (1992), estabelece a possibilidade de existência de vários conjuntos de parâmetros que de forma apropriada resultarão na resposta desejada. Isto fica mais evidente quando com um determina-do conjunto de parâmetros é obtido um bom ajuste dos picos dos hidrogramas e com outro obtém-se também bom ajuste dos períodos de estiagens.

A calibração automática multi-objetivo procura a maximização de várias medidas de desempenho em forma simultânea, gerando vários conjuntos de parâmetros como resultado do processo. Diferentes algoritmos numéricos de otimização foram desen-volvidos na calibração automática multi-objetivo de modelos hidrológicos, sendo os algoritmos evolu-cionários os que têm recebido maior atenção nas últimas décadas.

Neste artigo é descrito um algoritmo de ca-libração automática multi-objetivo de modelos hi-drológicos baseado em um algoritmo evolucionário. O algoritmo original foi desenvolvido por Vrugt et al. (2003) e aplicado no modelo SAC-SMA, ou Sa-cramento, e outros (por exemplo, Schoups et al., 2005; Johnsen et al., 2005; Pande et al., 2005; Bos e Vreng, 2006). Esse trabalho apresenta a descrição do algoritmo bem como uma aplicação usando o mode-lo hidrológico IPH II (Tucci, 1998). CALIBRAÇÃO MULTI-OBJETIVO DE MO-DELOS HIDROLÓGICOS

A vazão estimada pelo modelo hidrológico, em cada intervalo de tempo, depende do valor da precipitação (Pt) e do valor dos parâmetros ( θ ). Isto é:

=θ)(Q t F [ Pt , θ ] (1)

onde F[.] é o modelo hidrológico e )(Q t θ é vazão estimada no intervalo de tempo t.

Existindo dados observados das variáveis de saída (Q), pode ser calculada a diferença entre os valores simulados e observados que representa o erro come-tido na estimativa do modelo:

)(QQ)(E ttt θ−=θ , t= 1,2,.....,NT (2) onde NT é o número de intervalos de tempo da simulação.

As medidas de desempenho dos modelos hidrológicos estabelecem diferentes formas de avali-ar )(E θ e são chamadas de funções-objetivo )E(G )(θ .

Algumas funções-objetivo dão maior peso a erros de pico e outras nas vazões de estiagem. As equações 3 a 6 apresentam exemplos de funções-objetivo, sendo F1 o desvio padrão, F2 o desvio padrão do inverso das vazões, F3 o desvio absoluto médio e F4 o coeficiente de Nash e Sutcliffe:

NT

))(QQ(F

NT

1t

2tt

1

∑=

θ−= (3)

NT

))(Q

1Q1

(

F

NT

1t

2

tt2

∑= θ

−

= (4)

NT

)(QQF

NT

1ttt

3

∑=

θ−= (5)

∑

∑

=

=

−

θ−−=

NT

1t

2t

NT

1t

2tt

4

)QQ(

))(QQ(1F (6)

onde Qt é a vazão observada no intervalo de tempo

t, )(Q t θ é a vazão calculada no intervalo de tempo

t, Q é a média das vazões observadas e NT é o nú-mero de intervalos de tempo da simulação.

A calibração multi-objetivo consiste na mi-nimização (ou maximização) de duas ou mais fun-ções-objetivo no processo de ajuste dos valores dos parâmetros do modelo.

Na calibração multi-objetivo se apresentam dois tipos de soluções: (1) soluções dominadas, com as quais são obtidos valores piores, em todas as fun-ções-objetivo, se comparadas às outras soluções; (2) soluções não-dominadas ou ótimas de Pareto, com as quais são obtidos valores das funções-objetivo que,

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RBRH — Revis

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sta Brasileira

39

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ALGORITMMULTI-OBJ

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MOS EVOLUJETIVOS

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Volume 14 n.3 Ju

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UCIONÁRI

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ul/Set 2009, 37

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IOS

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7-50

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99;

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40

Um algoritmo evolucionário multi-objetivo parte de uma população inicial de soluções candida-tas, aleatoriamente distribuídas no espaço factível, que evolui em direção a uma aproximação do frente de Pareto através de sucessivas iterações e avaliações das funções-objetivo. A chance de um indivíduo da população ser selecionado para participar no pro-cesso de evolução depende do valor de aptidão do indivíduo. Quanto melhor o valor de aptidão de um indivíduo, maior é a probabilidade de ser escolhido para participar do processo de evolução. A aptidão é, geralmente, definida com base na proximidade de uma solução candidata à aproximação do frente de Pareto. Soluções não-dominadas têm melhores aptidões, as soluções dominadas, entretanto, apre-sentam piores aptidões. As formas de calcular a ap-tidão e a técnica utilizada no processo de evolução são onde se apresentam as maiores diferencias entre os algoritmos evolucionários multi-objetivos.

Dentro das aplicações com sucesso de algo-ritmos evolucionários multi-objetivos nas áreas de recursos hídricos existem diferentes aplicações de algoritmos genéticos. Algoritmos genéticos multi-objetivos têm sido utilizados, por exemplo, no dese-nho de um sistema de reservatórios de detenção (Yeh e Labadie, 1997), na determinação da taxa de remoção de cargas poluidoras (Burn e Yulianti, 2001), na configuração ótima de plantas de potabili-zação da água (Vink e Schot, 2002) e em problemas de monitoramento de águas subterrâneas (Cieni-awski et al., 1995).

Mais recentemente têm sido desenvolvidos novos algoritmos genéticos multi-objetivos, como a família de modelos NSGA, NSGAII (Non-Dominated Sorted Genetic Algorithm, Deb et al., 2002) e ε-NSGAII (Epsilon Dominance NSGAII, Kollat e Reed, 2006). Este último tem-se apresentando como um dos algo-ritmos evolucionários de melhor desempenho na calibração automática multi-objetivo do modelo hidrológico SAC-SMA (Sacramento Soil Moisture Ac-counting model, Burnash, 1995), conforme os testes efetuados por Tang et al (2006). Ainda nesses testes, o algoritmo evolucionário SPEA2 (Strength Pareto Evolutionary Algorithm, Ziztler e Thiele, 1999) apre-sentou resultados equivalentes aos obtidos com o ε-NSGAII.

Yapo et al. (1998) desenvolveram o MO-COM-UA (Multiobjetive Complex Evolution Method — Universidade de Arizona) sendo aplicado na calibração de diferentes modelos hidrológicos como, por e-xemplo, apresentado em Sorooshian at al. (1998), Gupta et al. (1998) e Collischonn e Tucci (2003).

Vrugt et al. (2003) apresentaram o MOS-CEM-UA (Multiobjetive Shuffled Complex Evolution Metrópolis — Universidade de Arizona). O MOSCEM-UA foi desenvolvido com o objetivo de melhorar algu-mas deficiências detectadas no MOCOM-UA quan-do utilizado para calibrar modelos com muitos pa-râmetros (Vrugt et al., 2003). O MOSCEM-UA combina uma estratégia probabilística de busca e evolução conhecida como covariance-annealing, a mistura de complexos (os complexos são subconjun-tos de soluções candidatas) e uma regra de atribui-ção de aptidão baseada nos conceitos de dominân-cia e não-dominância de Pareto. O MOSCEM-UA foi também aplicado na calibração de modelos hidroló-gicos, como apresentado no texto original de Vrugt et al (2003) e em, por exemplo, Schoups et al. (2005), Johnsen et al. (2005), Pande et al. (2005), Bos e Vreng (2006), Barros (2007).

O algoritmo MOSCEM-UA é utilizado nesse trabalho para a calibração automática multi-objetivo do modelo IPH II, e descrito separadamente, no texto. ALGORITMO MOSCEM-UA

O algoritmo MOSCEM-UA (Vrugt et al., 2003) inicia com a definição dos limites mínimos e máximos dos valores que os n parâmetros a serem calibrados podem tomar, definindo uma região ou hipercubo.

A seguir, são gerados, a partir de uma distri-buição de probabilidades definida (geralmente uni-forme), ns conjuntos de parâmetros ou pontos na região válida que definem uma população de solu-ções candidatas. Cada ponto é dado pelos valores dos n parâmetros e para cada um dos pontos as nf funções-objetivo são avaliadas.

Uma vez obtidos os valores das funções-objetivo, os conjuntos de parâmetros são avaliados e hierarquizados pelos critérios de dominância e não-dominância descritos anteriormente. A hierarquiza-ção é baseada na aptidão das soluções e realizada em duas etapas. Na primeira etapa, cada ponto re-cebe o valor de um índice com base no conceito de classificação de soluções em problemas multi-objetivos dado por Goldberg (1989), seguindo os passos a seguir (Figura 2(a)):

a) Identifica-se, dos ns pontos, aqueles que são dominados e os que são não-dominados.

b) Aos pontos que são não-dominados atribua um índice igual a um.


41

c) Os pontos com o índice igual a um são reti-rados temporariamente da população e os pontos restantes são novamente analisados.

d) Aos pontos que são não-dominados nesta segunda análise, atribua um índice igual a dois.

e) Os pontos com o índice igual a dois tam-bém são retirados e os pontos restantes são analisados.

f) Os passos se repetem até que se encontre um grupo de pontos em que não podem ser definidos dominados e não-dominados, sendo atribuído a esses pontos o maior valor do índice.

Na segunda etapa é calculado o ranking dos

diferentes pontos da população (Figura 2(b)), con-forme apresentado por Vrugt et al. (2003). O ran-king dos pontos com índice igual a um (soluções não-dominadas) é dado pela equação 7:

ns

ndoma

jnãodomj = (7)

onde aj

nãodom é o ranking do ponto não-dominado j, ndomj é o número de pontos dominados pelo ponto j e ns é o número de pontos da população. Observa-se na equação 7, que o ranking das soluções não-dominadas é sempre menor ou igual a um. O ranking de cada ponto dominado é calcu-lado pela somatória do ranking de todas as soluções não-dominadas que dominam esse ponto, incremen-tada do valor de seu índice restado menos um, isto é:

1indiceaa i

nnãodom

1jj

domi

inãodom −+= ∑

= (8)

onde ai

dom é o ranking do ponto dominado i, nnão-domj é o número de pontos não-dominados que dominam ao ponto i. O ranking dos pontos domi-nados é sempre superior a um.

Ao final da etapa de hierarquização, cada um dos pontos tem um ranking, que indica, apro-ximadamente, a qualidade relativa das funções-objetivo associadas. Quanto menor o valor do ran-king de uma solução, melhor é sua aptidão. Quanto melhor a aptidão, mais próximo o ponto está da aproximação do frente de Pareto. A Figura 2 apre-senta um exemplo com nove pontos hierarquizados, conforme o valor de duas funções-objetivo, que devem ser minimizadas.

Posteriormente os pontos da população são ordenados por valor crescente do ranking, isto é, o primeiro ponto possui o menor ranking (melhor aptidão), o segundo ponto possui o segundo menor ranking (segunda melhor aptidão) e assim por dian-te, o último ponto é o que apresenta a pior aptidão (maior valor do ranking), gerando uma matriz de resultados ordenados D(ns,nf).

A população de pontos é dividida em q con-juntos, chamados de complexos (Ci, i=1,...,q), cada um contendo m (m=ns/q) pontos, tais que o pri-meiro complexo contém todos os q(j—1)+1 pontos ordenados de D, o segundo complexo contém todos os q(j—1)+2 pontos ordenados de D, e assim por diante, onde j = 1, 2, ..., m. Dessa forma, cada com-plexo possui soluções boas (baixo valor do ranking) e ruins (maiores valores do ranking).

Posteriormente são iniciadas q seqüências paralelas (Si, i=1,...,q), cada uma delas começando no ponto que exibe melhor aptidão de cada com-plexo. Cada uma dessas seqüências evolui com base num processo de reprodução, explicado mais adiante. Os complexos são reunidos em determinados nú-meros de iterações, de forma periódica, e a popula-ção misturada de forma a permitir a troca de infor-mação entre os diversos complexos. A população é ordenada, novos complexos são formados e o pro-cesso de evolução continua até obter uma aproxi-mação do verdadeiro frente de Pareto.

O algoritmo de evolução de cada seqüência do MOSCEM-UA, chamado covariance-annealing, foi descrito por Vrugt et al. (2003) como segue:

a) Inicio: são selecionados os valores do núme-ro de passos de evolução em cada complexo antes do misturado (L) e o fator de escala (γ) que influi na probabilidade de aceitação dos pontos candidatos gerados.

b) Geração dos pontos candidatos: é calculada a matriz de covariância Covi dos parâmetros de Ci e gerado o ponto candidato com base numa distribuição normal multivariada cen-trada na marca atual (último valor da se-qüência i, espaço dos parâmetros) através da seguinte equação:

( ) ( )( )it

i1t

i Cov,N θ=θ + (9) onde θ(t) é a marca atual de Si, N(.) é o operador de distribuição normal e θ(t+1) é o ponto candidato ge-rado na seqüência i.


42

a) Regra de aceitação tipo algoritmo Metrópo-lis (Metrópolis et al. (1953) apud Vrugt et al., 2003):

1. Seleção do patamar de aceitação: de forma aleatória é escolhido um patamar (Z) com base em uma distribuição de probabilidades uniforme no intervalo [0,1].

2. Cálculo do ranking do ponto candidato (ai

t+1) usando os pontos em Ci e a marca a-tual de Si.

3. Cálculo do quociente α com base na seguin-te equação:

1t

ia

1ti

ti

a

a+⋅γ

+

=α (10)

onde γ é o fator de escala e ai

t é o ranking da marca atual de Si.

1. Se α ≥ Z o ponto candidato é aceito e passa a ser o valor da marca da seqüência na pró-xima iteração. Caso contrário é rejeitado e na próxima iteração a seqüência permanece na posição atual, sendo θi

(t+1)=θi(t).

2. Substituir o pior ponto de Ci com θi(t+1).

O algoritmo MOSCEM-UA tem quatro pa-

râmetros que devem ser definidos pelo usuário: o tamanho da população de pontos (ns), o número de seqüências e complexos (q), que em conjunto de-terminam o número de pontos em cada complexo m (ns/q), o número de passos de evolução em cada complexo antes do misturado (L) e o fator de escala (γ).

O parâmetro L representa o número de pas-sos de evolução de cada complexo, ou seja, o núme-ro de vezes que são criadas novas soluções candida-tas em cada complexo, antes do misturado de todos os complexos na população. Por sua vez, o parâme-tro γ governa a probabilidade de aceitação de solu-ções candidatas que possuem um ranking menor que o correspondente à marca atual da seqüência na qual se encontra o complexo. Quanto maior o valor do fator de escala γ, menor a probabilidade de aceitação dessas soluções candidatas.

Nos testes efetuados foi adotado um valor de L igual ao número de parâmetros do modelo hidrológico e γ=0,50 (ambos os valores recomenda-dos pelos autores do algoritmo). Dessa forma os únicos parâmetros do algoritmo que devem ser de-finidos pelo usuário são o tamanho da população ns e o número de complexos q.

O código computacional do algoritmo MOSCEM-UA utilizado nesse trabalho foi desenvol-vido em Fortran e em duas versões. A primeira ver-são é um programa seqüencial preparado para exe-cução em computadores com um único processa-dor. Por sua vez, na segunda versão, foram incorpo-radas linhas de sentenças de OpenMP para a execu-ção em paralelo em um computador previsto de múltiplos processadores com memória compartilha-da.

O OpenMP surgiu como uma alternativa aos métodos tradicionais de programação em paralelo com o objetivo de permitir o desenvolvimento de códigos computacionais capazes de utilizar o hard-ware já existente nos computadores. Não é uma nova linguagem de programação, trata-se de um conjunto de diretivas de compilação, bibliotecas e variáveis que podem ser utilizadas para programação em paralelo (Hermanns, 2002; Chapman et al., 2008).

O OpenMp permite: (1) criar equipes de t-hreads para execução em paralelo; (2) especificar como compartilhar as tarefas entre os membros da equipe; (3) declarar as variáveis privadas e comparti-lhadas; (4) sincronizar e estabelecer tarefas exclusi-vas entre as threads. Uma thread é uma entidade que pode executar, de forma independente, um conjun-to de instruções. ESTUDOS DE CASO

Na avaliação da eficiência e eficácia do algo-ritmo MOSCEM-UA foram efetuados três testes con-siderando problemas de otimização multi-objetivo com complexidade crescente.

No primeiro exercício foi resolvido um pro-blema teórico de otimização considerando três fun-ções-objetivo, proposto em Vrugt et al. (2003) e cuja solução teórica é conhecida de trabalhos anteriores.

No segundo e terceiro exercício, o algorit-mo MOSCEM-UA é utilizado na calibração automá-tica do modelo IPH II. O modelo IPH II está descri-to em Tucci (1998), e trata-se de um modelo hidro-lógico concentrado com sete parâmetros que po-dem ser calibrados. Nesses exercícios, os resultados obtidos foram comparados aos correspondentes ao algoritmo MOCOM-UA (Yapo et al., 1998), com base na versão desenvolvida e testada por Collis-chonn e Tucci (2003). O algoritmo MOCOM-UA é atualmente utilizado na calibração automática desse modelo hidrológico.

Figura 2 -

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Dna calibrarando umsintética as incertesentação calibraçãoverificar oem enconum únicoque gera mesmo (o

Oautomáticsiderando Problema

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Um teste imputomática delo utilizandonn e Tucci

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RBRH — Revis

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itmo MOSCErimeiro luga

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43

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onsistiu onside-a série

minadas repre-

teza na permite EM-UA ste em metros ivo é o ica). bração al, con-

EM-UA ar, em t et al. adas as em de

M

M

M

s

dttm

d5c1

T

a de Recurso

uções. (a) Atrib

Min: FA = θ12

Min: FB = (θ12

Min: FC = θ12

sujeito a -2 ≤

O code Pareto dtriangular, ntremos (0,0)mente.

Na rderadas popu50, 100 e 24complexos (q1 apresentam

Tabela 1 - Númdo número d

Complexos

1 3 5 10 20

os Hídricos V

buição do índi

+ θ22 ,

2 - 1) + θ22

+ (θ22 - 1)

≤ θ1 ≤ 2 e -2

onjunto de padesse problemno espaço do, (0,1) e (1,

resolução deulações de d

40 indivíduosq= 1, 3, 5, 10

m os resultado

mero de soluçõde complexos

após 500

Tamanho30 51043 13017 -3987 4---- >---- -

Volume 14 n.3 Ju

ice, (b) Atribui

e

,

≤ θ2 ≤ 2

arâmetros quma consiste os parâmetro0) para θ1 e

sse problemdiferentes tams) e diferent0, 20). A Figuos obtidos.

ões não domine do tamanho0 iterações.

o da populaçã50 1001122 986---- ---- 4523 >50>5000 >50----- >50

ul/Set 2009, 37

ição do rankin

(1

(1

(1

(1

ue gera o frenem uma ár

os, com os e θ2, respecti

ma foram conmanhos (ns=3tes números ura 3 e a Tab

nadas em funço da população

ão 0 240 6 1002

>5000000 >5000000 >5000000 >5000

7-50

ng.

1)

2)

3)

4)

nte rea ex-iva-

nsi-30, de ela

ção o

0 0 0 0

VeCa

F

F

ria

o roçõdopoconú

tadoçãtemde

erificação da Efialibração Autom

Figura 3 - Conju

Figura 4 - Resua dos conjunto

inv

Observalgoritmo M

o de soluçõesões não domo número deopulação. Deomplexos e oúmero de sol

É impcionais tambo numero deão. Entretants processos iinutos (versã

e um minuto

iciência e Eficácmática do Modelo

untos de parâmnho da p

ultados do testeos de parâmetrversa das vazõe

va-se em todMOSCEM-UA

s não dominminadas encoe complexos essa forma, quo tamanho dluções não doortante lemb

bém se incree complexos to, para esse iniciados conão seqüencia

o (versão em

cia de um Algorio Hidrológico I

metros que gepopulação ns =

e baseado na sros, o MOSCEes; (b) funçõe

dos os casos consegue um

nadas. O númontradas pare

e, ainda, douanto maiorda populaçãominadas enbrar que os cementam come do tamanhprimeiro tesnsumiram mal do algoritmparalelo util

(a)

itmo EvolucionPH II

eraram as soluç= 50 e um núm

série sintética,EM-UA e o MOs-objetivo desv

avaliados qum bom númemero de soluece dependeo tamanho dr o número dão, maior é ncontradas. custos compum o aumentho da populate, os diferen

menos de domo) e menolizando 4 thr

ário Multi-objet

44

ções não dommero de compl

no espaço daOCOM-UA. (a)vio absoluto m

ue e-u-er da de o

u-to a-n-is

os re-

ads) eCPU,

boa ucontraem neprocuuniforsoluçõcom u(c)). Result

funçõ

(a)

tivo na

inadas após 50lexos igual a 1

s funções-obje) funções-obje

médio e coefici

em um proc(4 CPUs), 2.

Observa-seuniformidadeadas, não exenhum setor

urada. Aindarmidade é mões encontraum maior nú

tados com o

Em cada ues-objetivo

(b)

000 iterações, (a), 2 (b) e 5

etivo e consideetivo desvio paiente de Nash

cessador Inte4 GHz. e ainda na Fie das soluçõexistindo concr particular da com um úmantida, embadas (Figura mero de com

modelo IPH

um dos testesforam con

considerando(c).

erando a geraçadrão e desvio

e Sutcliffe.

el® Core(TM

igura 3 que ees não domicentrações dedessa região único compbora a dens3(a)) seja m

mplexos (Figu

H II

s efetuados, nsideradas,

o um tama-

ção aleató- padrão da

M)2 Quad

existe uma inadas en-e soluções triangular

plexo essa idade das

menor que ura 3(b) e

diferentes conforme

(c)

(b)

apresentaescolha dprocesso funções-otre si, gerresultado Série sinté

Omodelo festabelecção, conffoi geradprecipitaçreal. O inconsiderasete parâIb=2,95; α=12,66.

Acomo a automáticmos MOcasos forae no MOS

Tabela 2 râmetros

Parâmet

Io Ib H Ks Ksub Rmáx

α

Fem cada so de calilise foramconjuntobuição mmínimo Os resultainda apr

ado a seguirdas funções-o

de calibraçãobjetivo que ralmente são

os (Tassi et al

ética Os parâmetrforam todosidos limites

forme a Tabeda a partir dção e evaporntervalo de tado abrange âmetros paraH=0,13; Ks=

A série sintétisérie de vazca do model

OSCEM-UA eam utilizadoSCEM-UA, 1

- Limites máxdo modelo IP

tro Unidad

mm.∆t-1

mm.∆t-1

--- ∆t ∆t mm ---

Foram realizaum deles, duibração (Figu

m ainda geras de parâme

multivariada e máximo dtados em teresentados na

RB

r. É importanobjetivo influão automátic

possuem bao as que fornl., 2006).

ros escolhido os possíveismínimos e

ela 2. A série de um conjuração, dispontempo foi o dois anos. O

a gerar a séri=5,72; Ksub=

ica foi utilizazões observalo IPH II ut

e MOCOM-Uos 100 indivíd0 complexos

ximo e mínimoPH II para a ca

de Valor nimo

1 10 1 0,10

0,00010,01 10 0 0,01

ados dois teuas funções-oura 4). Para ados de formetros conside

uniforme dde cada parâermos de fua Figura 4.

RBRH — Revis

nte ressaltar i nos resultad

ca. Dessa foraixa correlaçnecem os me

os para calibs, aos quais máximos desintética de

unto de dadníveis em umdiário e o p

Os valores dadie foram: Io=

=40,25; Rmáx

ada posterioradas na calibtilizando os aUA. Em ambduos na pops.

o dos valores dalibração autom

mí- Valoximo30010

1 0,99910 5009 20

stes, consideobjetivo no pcomparação

ma aleatória,erando uma dentro dos âmetro (Tabeunções-objetiv

sta Brasileira

45

que a dos do

rma, as ção en-elhores

brar o foram

e varia-vazões

dos de ma série

eríodo dos aos =18,20; x=0,44;

rmente bração algorit-bos os

pulação

dos pa-mática.

r má-o

99

erando proces-e aná-50.000 distri-

limites ela 2). vo são

sefvp

s(Nnpmp

dgregCgcIoro

S

rg

a de Recurso

No psideradas as e desvio padrfunções-objetvalor zero deparâmetros q

No ssideradas as f(eq. 5) e o cNesse caso, animizada (vaparâmetros qmaximizada, pode alcança

Obsedas as soluçõgundo teste)râmetros queem ambos osgoritmo MOCOM-UA. Aigerado em fconjunto de Isto fica claroobtidos consiriamente se objetivo.

Figura 5 - R

Série real Com

rio Tesouras,guaia. Esta ba

os Hídricos V

primeiro testefunções-objerão do inverstivo devem

e ambas encoque gerou a segundo testefunções-objecoeficiente da primeira fualor igual a que gerou a

sendo o valoar igual a umerva-se na Figões (0,0) (p o que signi

e gerou a sérs casos. Isso SCEM-UA coinda, nenhumforma aleatóparâmetros

o na Figura 4iderando os encontra no

Resultados da cobjetivo do m

mo base de da, que é um dacia está loca

Volume 14 n.3 Ju

e (Figura 4(aetivo: desvio so das vazões ser minimiz

ontrado parasérie sintéticae (Figura 4(btivo: desvio a

de Nash e Suunção-objetiv

zero para oserie sintéticor máximo q. gura 4 que foprimeiro testifica que o crie sintética aconteceu t

omo com o m conjunto

ória conseguique gerou a

4 já que nenhparâmetros

o ótimo de a

calibração automodelo IPH II

ados foi utilizdos formadoalizada no est

ul/Set 2009, 37

a)), foram copadrão (eq. (eq. 4). Amb

zadas, sendoa o conjunto a. b)), foram coabsoluto médutcliffe (eq. vo deve ser mo conjunto

ca) e a segunque esta últim

oram encontte) e (0,1) (onjunto de pfoi encontra

tanto com oalgoritmo Mde parâmetr

iu ser igual a serie sintétihum dos pongerados aleaambas funçõ

omática multi-I.

zada a bacia ores do rio Atado de Goiá

7-50

on-3)

bas o o

de

on-dio 6). mi-de

nda ma

tra-(se-pa-

ado al-

MO-ros ao

ica. tos

ato-ões-

-

do Ara-ás,

VeCa

M

Fiu

erificação da Efialibração Autom

Figura 6 - GrMOSCEM-UA.

igura 7 - Computilizando os va

culado utili

Tabela 3 - Val

Parâmetro

Io Ib H Ks Ksub Rmáx

α

(a)

(a)

iciência e Eficácmática do Modelo

ráficos dos valo Cada linha de

paração entre alores dos parizando os valo

lores mínimos

Unidade

mm.∆t-1 mm.∆t-1 --- ∆t ∆t Mm ---

cia de um Algorio Hidrológico I

ores normalizaesses gráficos

os hidrogramarâmetros que gores dos parâm

s e máximos doobjetivo

Faixa de v

Valor mínimo

10 0,10

0,0001 0,01 10 0

0,01

itmo EvolucionPH II

ados dos parârepresenta um

as observados geraram o mel

metros que ger

os parâmetrosutilizando o M

variação viáve

Valormáximo

300 10

0,999910

500 9 20

ário Multi-objet

46

âmetros do mom conjunto de

e calculados nlhor valor do caram o melho

s do modelo IPMOCOM-UA e

el Faix

M

o Valo

mínim24,630,41

9 0,8676,68

10,035,680,01

tivo na

odelo IPH II utparâmetros qu

no período decoeficiente de r valor do des

PH II encontrae o MOSCEM-U

xa de variaçãMOCOM-UA

r mo

Valmáxi

3 38,11 0,67 0,938 7,63 12,78 6,81 2,27

(b)

(b)

tilizando (a) oue gerou uma

calibração. (aNash e Sutclif

svio padrão do

ados na calibraUA.

o F

or imo

Vamín

18 3162 0,434 0,66 3,75 1685 077 0

o MOCOM-UAsolução não d

a) Hidrogramaffe; (b) Hidrog

o inverso das v

ação automáti

Faixa de variaMOSCEM-U

alor nimo

Vm

1,01 3442 9671 0708 6,81 3,54 ,01 1

A e (b) o dominada.

a calculado grama cal-

vazões.

ca multi-

ação UA Valor áximo 38,48 9,446 0,932 7,09

30,50 8,83

18,32


47

em uma região com relevo relativamente ondulado. Essa região pertence à Depressão do Araguaia, sen-do as coberturas vegetais predominantes o cerrado e a pastagem (RADAMBRASIL, 1981). O clima é tropical com duas estações bem definidas: chuvosa, de outubro a março, e seca, de abril a setembro. A precipitação média anual é aproximadamente 1700 mm e a evapotranspiração real estimada, aproxima-damente, 1600 mm.ano-1, tendo o coeficiente de escoamento de longo prazo um valor em torno de 0,35.

Os dados de vazão foram obtidos do posto fluviométrico Ponte rio Tesouras (código 25500000), cuja área é de 1817 km2.

É importante destacar que a quantidade de dados necessários na calibração automática parece depender da complexidade do modelo (em termos do número de parâmetros a ser estimados) e da qualidade e características dos dados (Wagener et al., 2004). Nesse caso, o período de dados conside-rado foi de 5 anos e o intervalo de tempo conside-rado foi de 1 dia.

No processo de calibração foi considerada a maximização do coeficiente de Nash e Sutcliffe (eq. 4) e a minimização do desvio padrão do inverso das vazões (eq. 2). Os algoritmos MOSCEM-UA e MO-COM-UA foram utilizados no processo consideran-do 500 indivíduos na população e, no caso do MOSCEM-UA, 25 complexos.

A Figura 5 apresenta a aproximação do frente de Pareto obtida com o MOCOM-UA e com o MOSCEM-UA para 100.000 iterações. Observa-se nessa figura que existem pontos comuns na parte superior das aproximações do frente de Pareto en-contradas. Entretanto, o extremo inferior do frente de Pareto não é bem representado pelo MOCOM-UA. O MOSCEM-UA consegue encontrar uma me-lhor aproximação do frente de Pareto a qual apre-senta uma descontinuidade na parte central.

Quanto à eficiência de ambas as técnicas, o algoritmo MOCOM-UA levou, em média, 10 minu-tos para efetuar um processo de calibração. O algo-ritmo MOSCEM-UA na sua versão seqüencial con-sumiu, em média, 26 minutos. Por sua vez, o algo-ritmo MOSCEM-UA na sua versão em paralelo le-vou, em média, 21 minutos utilizando 2 threads e 15 minutos utilizando 4 threads ao executar um proces-so de calibração.

Os resultados apresentados na Figura 6 e na Tabela 3 ainda mostram que ambos os algoritmos encontraram soluções comuns. Entretanto, o algo-ritmo MOCOM-UA não conseguiu encontrar o con-junto de parâmetros que combina maiores valores do Ib e do α e valores mais baixos de H e Ks que

geraram as soluções não dominadas na parte inferi-or da aproximação de Pareto obtida pelo algoritmo MOSCEM-UA. Isto pode ser considerado um bene-fício do algoritmo MOSCEM-UA, que consegue manter os extremos do frente de Pareto bem repre-sentados no processo de calibração automática do modelo IPH II.

Na análise dos valores dos parâmetros obti-dos por calibração automática pode-se observar ainda que o parâmetro Rmáx se mostrou como o menos sensível no caso analisado.

A modo de exemplo, o ajuste obtido entre as vazões observadas e calculadas, em 650 dias do período de calibração, é apresentado na Figura 7. Os hidrogramas calculados foram obtidos utilizando os valores dos parâmetros que geraram o melhor valor do coeficiente de Nash e Sutcliffe (correspon-dente à solução localizada no extremo superior do frente de Pareto) na Figura 7(a) e os valores dos parâmetros que geraram o melhor valor do desvio padrão do inverso das vazões (correspondente à solução localizada no extremo inferior do frente de Pareto).

Observa-se na Figura 7 que o hidrograma calculado em (a) apresenta um bom ajuste nos mai-ores valores de vazão. Entretanto, as recessões do hidrograma apresentam, geralmente, valores meno-res que os observados e as vazões mínimas são su-perestimadas, embora o ajuste continue sendo bom. A Figura 7(b) mostra que o hidrograma calculado apresenta um bom ajuste das recessões e estiagens, sendo os picos de vazão, geralmente subestimados. Entre essas duas soluções extremas poderia ser esco-lhido outro conjunto de parâmetros, dentre aqueles que definiram soluções na aproximação do frente de Pareto, gerando um hidrograma calculado que apresentaria um certo compromisso entre ambas as soluções.

Figura 8 - Hidrogramas de vazão observada (linha preta) e calculadas (banda cinza) no período analisado.


48

As incertezas na calibração dos parâmetros avaliadas através da calibração multi-objetivo podem-se estender aos resultados do modelo hidrológico. Nesse caso, todos os conjuntos de parâmetros que geraram soluções não dominadas são utilizados para gerar hidrogramas calculados, como apresentado na Figura 8.

O conjunto de hidrogramas calculados de-fine, em cada intervalo de tempo, um intervalo de vazões que pode ser entendido como uma banda de incerteza associado à calibração dos parâmetros. Obviamente existem outras fontes de incerteza e, por isso, nem sempre a banda de incerteza contém o hidrograma observado. Entretanto, a incerteza asso-ciada à calibração dos parâmetros é razoavelmente bem estimada sendo que alguns hidrogramas ajus-tam melhor os picos e outros as estiagens e reces-sões. CONCLUSÕES

A calibração automática multi-objetivo per-mite a avaliação das incertezas na calibração dos parâmetros dos modelos hidrológicos. Dessa forma, o conhecimento do desempenho de diferentes téc-nicas disponíveis para esses fins é sumamente impor-tante.

Esse trabalho apresentou um algoritmo evo-lucionário multi-objetivo de otimização desenvolvido por Vrugt et al. (2003) e denominado MOSCEM-UA. O algoritmo MOSCEM-UA foi aplicado na cali-bração automática do modelo hidrológico IPH II.

Dois testes foram realizados na calibração automática do modelo IPH II e o algoritmo MO-COM-UA foi utilizado na comparação dos resulta-dos. O primeiro teste foi baseado numa série sintéti-ca e ambos os algoritmos conseguiram encontrar as soluções do problema.

No segundo teste, uma serie real foi utiliza-da sendo obtidos bons ajustes entre as vazões obser-vadas e calculadas pelo modelo IPH II com base nos conjuntos de parâmetros que geraram soluções na aproximação do frente de Pareto.

A aproximação do frente de Pareto obtida pelo algoritmo MOSCEM-UA apresentou uma maior uniformidade, sobretudo nos extremos, que a obti-da com o MOCOM-UA, a técnica atualmente utili-zada na calibração automática do modelo IPH II. Isto pode ser considerado um benefício do algorit-mo MOSCEM-UA, que consegue manter os extre-mos do frente de Pareto bem representados no pro-cesso de calibração automática do modelo IPH II.

Dessa forma, os resultados obtidos são pro-missores. A utilização do MOSCEM-UA é simples, tendo em vista que somente dois parâmetros desse algoritmo devem ser definidos pelo usuário: o ta-manho da população e o número de complexos. A calibração tende a ser melhor com o aumento de ambos os valores desses parâmetros. Entretanto, o aumento dos valores desses parâmetros produz uma diminuição da eficiência do MOSCEM-UA pelo aumento do tempo de processamento, porém para uma população de 500 indivíduos e considerando 25 complexos os resultados são plenamente satisfa-tórios quando são otimizadas duas funções-objetivo. AGRADECIMENTOS

O primeiro autor agradece à Universidade Nacional do Nordeste (UNNE, Argentina) pelo financiamento de seus estudos de mestrado no qual foi iniciada essa pesquisa e ao CNPQ pela bolsa de doutorado concedida. REFERÊNCIAS BARROS, F.V.F. Uso de algoritmos evolucionários na calibra-

ção de modelos hidrológicos e na operação de sis-temas de reservatórios. Dissertação de mestrado, Universidade Federal do Ceará, 177 p., 2007.

BEVEN, K.; BINLEY, A. The future of distributed models: mod-el calibration and uncertainty prediction. Hydrological Processes, v 6, p. 279-298, 1992.

BOS, A.; VRENG, A. Parameter optimization of the HYMOD model using SCEM-UA and MOSCEM-UA. Modelling Geo-Ecological Systems Computational Bio- and Physical Geography. University of Amsterdam, 43p., 2006.

BURN, D.H., YULIANTI, J.S. Waste-load allocation using genetic algorithms. Journal of Water Resources Planning and Management, v 127, n 2, p. 121-129, 2001.

BURNASH, R.J.C. The NWS river forecast system catchment modelling. In: Singh, V. J. (editor) Computer models of watershed hydrology. Water Resources Publica-tions, Highlands Ranch. 1130 p., 1995.

CHAPMAN, B.; JOST, G.; PAS, R. Using OpenMP: portable shared memory parallel programming. MIT Press, Massachusetts, 353 p., 2008.

CIENIAWSKI, S.E., EHEART, J.W., RANJITHAN, S. Using genetic algorithms to solve a multiobjective ground-


49

water monitoring problem. Water Resources Resear-ch, v 31, n 2, p. 399-409, 1995.

COELHO, L. S. F. Notas em matemática aplicada 2. Funda-mentos, potencialidade e aplicações dos algoritmos evolucionários. SBMAC, 99 p., 2003.

COLLISCHONN, W.; TUCCI, C.E.M. Ajuste multi-objetivo dos parâmetros de um modelo hidrológico. Revista Brasi-leira de Recursos Hídricos, v 8, n 3, p. 27-39, 2003.

DEB, K.; PRATAP, A.; AGARWAL, S.; MEYARIVAN, T. A Fast and Elitist Multiobjective Genetic Algorithm: NSGA-II. IEEE Trans. on Evol. Comput., v 6, n 2, p. 182-197, 2002.

GOLDBERG, D.E. Genetic algorithms in search, optimization and machine learning. Addison Wesley Longman, Boston, 412 p., 1989.

GUPTA, H.V.; SOROOSHIAN, S.; YAPO, P.O. Toward im-proved calibration of hydrologic models: Multiple and noncommensurable measures of information. Water Resources Res., v 34, n 4 p. 751-763, 1998.

HERMANNS, M. Parallel programming in Fortran 95 using OpenMP, Universidad Politécnica de Madri, 71 p., 2002.

JOHNSEN, K.P.; MENGELKAMP, H.T.; HUNEKE, S. Multi-objective calibration of the land surface scheme TERRA/LM using LITFASS-2003 data, Hydrology and Earth System sciences, v 9, n 6, p. 586-595, 2005.

KOLLAT, J.B.; REED, P.M. Comparing state-of-the-art evolu-tionary multi-objective algorithms for long-term groundwater monitoring design. Advances in Water Resources, v 29, p. 792–807, 2006.

LACERDA, E.G.M.; CARVALHO, A.C.P.L.F. Introdução aos algoritmos genéticos. In: GALVÃO, C.O.; VALENÇA, M.J. S. Sistemas inteligentes: aplicações a recursos hídricos e sistemas ambientais. UFRGS/ABRH. Por-to Alegre, 1999.

METRÓPOLIS, N.A; ROSENBLUTH, A.W.; ROSENBLUTH, M.N.; TELLER, A.H.; TELLER, E. Equations of state calculations by fast computing machines. Journal of Chemical Physics, v 21, n 6, p. 1087-1092, 1953.

PANDE, S.; BASTIDAS, L.A.; ROSERO, E.; MCKEE, M.; SHUTTLEWORTH, W.J.; ROCHA, H.R.; MILLER, S. Effect of Data Uncertainty on Parameter Uncertainty within a Multi-Objective Parameter Estimation Framework, 2005 AGU Fall Meeting, 5-9 dec. San Francisco-USA.

RADAMBRASIL. Levantamento de recursos naturais, v 25. Folha SD 22. Goiás, 1981.

SCHOUPS, G.; HOPMANS, J.W.; YOUNG, C.A.; VRUGT, J.A.; WALLENDER, W.W. Multi-criteria optimization of a regional spatially-distributed subsurface water flow model, Journal of Hydrology, v 311, p. 20-48, 2005.

SOROOSHIAN, S.; GUPTA, V.K. Model calibration In: Singh, V. J. (editor) Computer models of watershed hydrol-ogy. Water Resourc. Pub., Highlands Ranch. 1130 p., 1995.

SOROOSHIAN, S.; GUPTA, H.V.; BASTIDAS, L.A. Calibration of hydrologic models using multi-objectives and visu-alization techniques. Final Report EAR 9418147. Dep. Hydrol. and Water Resource, UA, 78p, 1998.

TANG, Y.; REED, P.; WAGENER, T. How effective and effi-cient are multiobjective evolutionary algorithms at hydrologic model calibration? Hydrology and Earth System Sciences, v 10, p. 289-307. 2006.

TASSI, R.; BRAVO, J.M.; MELLER, A.; COLLISCHONN, W. Avaliação do impacto de diferentes funções-objetivo na calibração automática multi-objetivo do modelo IPH II. XXII Congreso Latinoamericano de Hidráulica, Guayana, Venezuela, out. 2006, 1 CD.

TUCCI, C.E.M. Modelos hidrológicos. ABRH Editora da U-FRGS. Porto Alegre. 669 p., 1998.

VINK, K., SCHOT, P. Multiple-objective optimization of drinking water production strategies using a genetic algo-rithm. Water Resources Research, v 38, n 9, 20, 2002.

VRUGT, J.A.; GUPTA, H.V.; BOUTEN, W.; SOROOSHIAN, S. A Shuffled Complex Evolution Metropolis algorithm for optimization and uncertainty assessment of hy-drologic model parameters. Water Resourc. Res, v 39, n 8. 2003.

WAGENER, T.; WHEATER, H.; GUPTA, H.V. Rainfall-Runoff modeling in gauged and ungauged catchments. Im-perial College Press. 306 p., 2004.

YAPO, P.O.; GUPTA, H.V.; SOROOSHIAN, S. Multiobjective global optimization for hydrologic models. Journal of Hydrology, v 204, p. 83-97, 1998.

YEH, C.H., LABADIE, J.W. Multiobjective watershed-level planning of storm water detention systems. Journal of Water Resources Planning and Management, v 123, n 6, p. 336-343, 1997.

ZITZLER, E.; THIELE, L. Multiobjective Evolutionary Algo-rithms: A Comparative Case Study and the Strength Pareto Approach. IEEE Trans. on Evol. Comput., v 3, n 4, p. 257-271, 1999.

Verification of the Efficiency and Efficacy of a Multi-Objective Evolutionary Algorithm in the Automatic Calibration of the IPH II Hydrological Model ABSTRACT

The complex processes of the hydrological cycle can be represented through hydrological modeling, being the models that simulate the rainfall-runoff process the most


50

used of them. These models are based in mathematical equations that describe, in a simplified way, the hydrologi-cal behavior of the basin and possess parameters that must be defined through a process of calibration. The manual calibration, by trial and error, can be a tedious task, espe-cially when the model's user is inexperienced. The automat-ic calibration, however, utilizes numerical optimization techniques based in the intensive use of computers. This study presents a multi-objective evolutionary algorithm of optimization developed by Vrugt et al. (2003) and applied in the automatic calibration of the IPH II hydrological model. The obtained results are encouraging: the algorithm produced a uniform approach of the Pareto Front in all the different tests carried out, keeping well represented its ex-tremities. Additionally this method displayed some advan-tages over another multi-objective evolutionary algorithm currently used for the automatic calibration of the IPH II hydrological model. Keywords: automatic calibration, evolutionary algorithm, hydrological modeling, MOSCEM-UA, IPH II


51

Estudo da Presença de Pesticidas no Perfil do Solo, sob Diferentes Tipos de Culturas

Adilson Pinheiro, Marcos Rivail da Silva, Alberto Wisniewski Jr

Universidade Regional de Blumenau [email protected]; [email protected]; [email protected]

João Carlos de Souza Moraes

FAE Blumenau [email protected]

Affonso Celso Gonçalves Jr

Universidade Estadual do Oeste do Paraná [email protected]


RESUMO

Este trabalho visa a avaliar o movimento dos pesticidas no perfil do solo, sob diferentes culturas, em área de estudo localizada no município de Ituporanga em Santa Catarina. Foram realizadas amostragens de solo, nas profundidades de 0 — 20, 40 — 60 e 80 — 100 cm, em três áreas amostrais, ao longo de 2 anos, nas quais são realizadas rotações de culturas e cultivo convencional, abrangendo milho, cebola, batata, feijão e beterraba. Para cada amostra foram determinadas as con-centrações dos pesticidas 2,4-D, alacloro, atrazina, diuron, azoxistrobina, metalaxyl, metconazol, tebuconazol, lambda-cialotrina. Verificou-se que as concentrações médias dos pesticidas variaram entre 7,7 e 326 ng g-1, sendo que todas as molé-culas foram detectadas nas parcelas e nas diferentes camadas ao longo do perfil do solo. Não ficou evidenciada a influência das culturas desenvolvidas sobre os valores de concentrações medidas. Isto significa que todas as culturas apresentam poten-cial de acumulação de pesticidas no perfil do solo. O manejo e a textura do solo aparentam influenciar fortemente na distri-buição das concentrações ao longo da profundidade. Palavras-chave: mobilidade, percolação, rotação de culturas.

INTRODUÇÃO

A agricultura representa um setor de grande importância para a economia nacional. Extensas áreas de solo são utilizadas para a produção de ali-mentos e matéria prima para produção de combus-tível. Pesticidas são utilizados no controle de agentes indesejáveis ou nocivos, visando a aumentar a pro-dutividade agrícola. O seu uso pode gerar impactos ambientais negativos, como degradação do solo e dos recursos hídricos (Carter, 2000; Pempkowia et al., 2000). O transporte vertical ocorre devido a percolação da água através da matriz porosa do solo. Em alguns casos, a existência de macroporos pro-porciona a existência de fluxo preferencial e causa movimento rápido da substância química através da zona não saturada (Reichenberger et al., 2002). Técnicas podem ser utilizadas para redução dos

impactos negativos gerados pela aplicação de pesti-cidas em áreas agrícolas (Reichenberger et al., 2007)

Os pesticidas aplicados são submetidos a di-ferentes fatores que regem o seu comportamento no solo, como a adsorção (Correia et al., 2007; Toni et al., 2006) e a degradação (Garbellini e Uliana, 2007). Estes fenômenos condicionam o potencial de degradação das águas superficiais e subterrâneas (Guzzella et al., 2003; Arias-Estévez et al., 2008). Propriedades intrínsecas dos pesticidas, característi-cas químicas e físicas dos solos e clima influenciam a lixiviação, sendo mais suscetíveis às substâncias com elevada solubilidade em água e fraca adsorção aos colóides do solo. A parte do pesticida mais móvel é aquela localizada nas fases líquida e gasosa, e ela constitui a parte mais diretamente disponível à de-gradação pelos microorganismos do solo e ao trans-porte no perfil do solo. O aumento da adsorção diminui os riscos de transporte, mas pode tornar


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difícil sua biodegradação (Alexander, 2000). A bio-degradação é um dos principais mecanismos atuan-tes no processo de transformação do pesticida ao longo do tempo (Guo et al., 2000).

No Estado de Santa Catarina, poucos traba-lhos têm sido realizados visando a avaliar a mobili-dade, ao longo do perfil do solo, de pesticidas usa-dos nas principais culturas agrícolas. Deste modo, este trabalho tem por objetivo identificar a evolução das concentrações dos pesticidas no perfil do solo, por percolação, em áreas com rotação de culturas agrícolas, em um Cambissolo Húmico Alumínico. MATERIAIS E MÉTODOS

O presente trabalho compreende a amos-tragem do solo, ao longo do perfil do solo em parce-las agrícolas, sob diferentes culturas, visando à de-terminação das propriedades físicas e à concentra-ção de moléculas de pesticidas. O tratamento estatís-tico das concentrações permite avaliar a variabilida-de espacial e temporal dos resíduos de pesticidas encontrados.

A área de estudo localiza-se no município de Ituporanga, Estado de Santa Catarina (Figura 1). Ela é constituída de três parcelas, isoladas e indepen-dentes. A primeira parcela possui 8,0 ha, a segunda 2,5 e a terceira 60. As parcelas são denominadas A1, A2 e A3, respectivamente. O solo é classificado como Cambissolo Húmico Alumínico, relevo suavemente ondulado (EMBRAPA, 2004).

As áreas pertencem a um produtor agrícola, cuja família tem desenvolvido atividades agrícolas, com rotação de culturas, há mais de 40 anos no local. São cultivadas diversas culturas agrícolas. Não é realizada irrigação. As amostragens foram realiza-das no período compreendido entre novembro de 2004 e dezembro de 2006. Neste período existiam nas parcelas as culturas de milho, cebola, feijão, batata e beterraba (Tabela 1). Em geral, são realiza-das duas safras por ano em cada área. A cebola foi a cultura encontrada na maior parte das datas de cole-tas seguida pela de feijão. Em função do tipo de cultura, o produtor estabelece uma seqüência de aplicação de pesticidas, aplicando as doses médias recomendadas no receituário agronômico.

Em cada parcela foram realizados dois tipos de amostragem. O primeiro tipo foi para a determi-nação das propriedades físicas do solo (granulome-tria, massa especifica da partícula e porosidade). As amostragens foram realizadas em três pontos, esco-lhidos aleatoriamente, em cada área amostral. Elas

foram realizadas uma única vez, nas camadas do solo, de 0 a 20 cm, de 40 a 60 cm e 80 a 100 cm.

Figura 1 — Localização das áreas amostrais.

O segundo tipo de amostragem foi distribu-ída ao longo do tempo, compreendendo a coleta das amostras de solo para determinação das concen-trações de pesticidas, nas mesmas camadas. As cole-tas foram realizadas em um ponto amostral, em cada área, em cada data de coleta. A escolha do local de amostragem foi aleatória, de modo que, em cada data de coleta, os pontos de amostragens eram posi-cionados em locais diferentes. As coletas foram rea-lizadas nas datas apresentadas na Tabela 1.


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Tabela 1 — Distribuição temporal das coletas de amostras de solo e das culturas nas áreas amostrais.

Data de Coleta

Safra

Áreas Amostrais

A1 A2 A3

19/11/04 2004-2 Milho Cebola Batata

21/04/05 2005-1 Cebola Milho Batata

12/10/05 2005-2 Cebola Batata Repouso

25/11/05 2005-2 Cebola Batata Milho

07/01/06 2006-1 Repouso Repouso Repouso

04/02/06 2006-1 Feijão Feijão Beterraba

04/03/06 2006-1 Feijão Feijão Milho

29/04/06 2006-1 Feijão Feijão Milho

13/05/06 2006-1 Feijão Feijão milho

12/10/06 2006-2 Cebola Cebola Cebola

16/12/06 2006-2 Cebola Cebola Cebola

Para cada análise foi adotado um procedi-mento de amostragem. Para o ensaio de análise física foi coletado aproximadamente 200 g de solo e acondicionados em embalagens plásticas de 3 L. As amostras com estruturas indeformadas ao ensaio da massa específica do solo foram retiradas com anel volumétrico de 5,0 cm de diâmetro e altura da or-dem de 5,0 cm. A amostragem para análise química dos pesticidas foi realizada com um trado do tipo holandês, de diâmetro de 4,5 cm e altura de 16 cm. Elas foram acondicionadas em sacos plásticos, man-tidas refrigeradas, a uma temperatura inferior a 4ºC, para posterior extração e análise por cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC). Foram determi-nadas as concentrações das moléculas dos herbicidas 2,4-D (2,4-dichlorophenoxyacetic acid), alacloro (2-chloro-2,6-diethyl- N-methoxymethyl acetanilide), atrazina (2-chloro-4-ethylamino-6-isopropylamino-s-triazine) e diuron ([3-(3,4-diclorofenil)-1,1-dime- tiluréia), dos fungicidas azoxistrobina (methyl (E)-2-2-[6-(2-cyanophenoxy)pyrimidin-4-yloxy]-phenyl-3-methoxyacrylate), metalaxyl (methyl N-(2-methoxya- cetyl)-N-2,6-xylyl-D-alanina), metconazol (5-(4-chlo- robenzyl)-2,2-dimethyl-1-(1H-1,2,4-triazol-1-ylmethyl )-cyclopentanol), tebuconazol (RS)-1-p-chloropheny l-4,4-dimethyl-3-(1H-1,2,4-triazol-1-ylmethyl)pentan-3-ol) e do inseticida lambda-cialotrina (λ-cyano-3-phenoxybenzyl - 3- ( 2- chloro - 3, 3 ,3 - trifluoro-prop-1-enyl)-2,2-dimethyl cyclopropanecarboxylate). A figura 2 apresenta um exemplo de cromatograma de saída do HPLC.

Figura 2 — Cromatograma de saída do HPLC

A granulometria foi determinada pelos en-saios de peneiramento e de sedimentação, descritos pela NBR 7181/84. O solo foi preparado de acordo com NBR 6457/86. Para a massa específica aparen-te, verificou-se a relação entre peso e o volume da amostra. A porosidade foi determinada pela relação entre a massa especifica relativa da partícula e a massa especifica aparente (Claessen, 1997). A con-dutividade hidráulica saturada do solo (Ks) foi esti-mada pela expressão proposta por Campbell (1985), em função da fração de silte e da fração de argila. Finalmente, a quantificação dos pesticidas nos solos foi realizada com um cromatógrafo líquido Varian ProStar 230, com um detector UV-Vis ProStar 310 e comprimento de onda de trabalho de 214 nm. Foi utilizado a coluna C18 (250 x 4,6 mm, filme 5 µm) no processamento analítico. Para a fase móvel utili-zou-se, inicialmente, álcool metílico 0%, acetonitrila 30% e H2O 70%, equilibrando os solventes no final. O fluxo dos solventes na coluna foi de 1 mL min-1. O tempo de corrida foi de 30 min, com uma pressão mínima de 400 atm e uma pressão máxima de 6 atm. O volume do extrato adicionado foi de 1 µL. Para a verificação da eficiência de extração dos pesticidas e viabilidade do método analítico, foram usados o


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“surrogate” decachlorobiphenyl e o padrão interno 2,4,5,6 — tetrachloro — m — xylene. Na verificação da calibração do cromatógrafo liquido, foram utilizados padrões individuais das moléculas 2,4-D, alacloro, atrazina, diuron, azoxistrobina, metalaxyl, metcona-zol, tebuconazol, lambda-cialotrina, com a constru-ção de curvas de calibração.

Os dados climatológicos foram obtidos jun-to ao Centro de Informações de Recursos Ambien-tais e de Hidrometeorologia de Santa Catarina — CIRAM, pertencente à Empresa de Pesquisa Agro-pecuária e de Extensão Rural de Santa Catarina SA — EPAGRI, relativos à estação meteorológica situada em Ituporanga (latitude 27°25'07''; longitude 49°38'46''; altitude de 475 m). Foram analisados os dados de precipitação diária, temperatura de solo desnudo, nas profundidades de 5, 10, 20 e 30 cm, coletadas às 9, 15 e 21h.

As séries de dados foram analisadas estatisti-camente através de determinação de valores caracte-rísticos, tais como valores médios, mínimos e máxi-mos, e evoluções temporais das concentrações de pesticidas no perfil do solo nas camadas de 0 - 20 cm, de 40 - 60 cm e de 80 - 100 cm, nas diferentes áreas amostrais. RESULTADOS E DISCUSSÃO Características físicas do solo

A Tabela 2 apresenta as características físicas do solo, nas três profundidades analisadas. São apre-sentadas as massas específicas, as porosidades, as granulometrias e as condutividades hidráulicas à saturação estimada. As massas específicas médias variaram entre 1,00 e 1,32 g cm-3. Anjos et al. (1994) determinaram as massas específicas aparentes de solos agrícolas, em Santa Catarina, para diferentes tipos de sistemas de manejos agrícolas. Os valores variaram entre 0,95 g cm-3 para plantio direto em Cambissolo Bruno Húmico Álico a 1,35 g cm-3 para plantio convencional em Podzólico Vermelho-Escuro Distrófico. Comparando-se as massas especí-ficas nas camadas de 0-20 e 80-100 cm, verifica-se que elas são decrescentes com a profundidade. No entanto, na camada de 40-60 cm, os valores das mas-sas específicas apresentaram flutuação, tendo sido superiores ou inferiores aos valores da camada infe-rior. Nesta camada intermediária, as porosidades são, em geral, mais elevadas do que nas duas outras camadas.

A análise granulométrica resulta em solos classificados com classe textural franco siltoso, exce-

to a camada de 0-20 cm, da área A3 que apresentou porcentagem de silte de 84,24% e de argila de 5,58%, classificando-o com classe textural silte (Pre-vedello, 1996). Observa-se que, nas três áreas amos-trais, as porcentagens de argilas foram crescentes com a profundidade, o que demonstra uma capaci-dade de troca catiônica (CTC) maior à medida que aumentam os teores de argila. Solos de textura mais argilosa possuem alta CTC e, desta forma, retém mais os elementos químicos em sua estrutura, e solos de textura mais arenosa possuem baixa CTC e, conseqüentemente, possuem maior tendência a percolarem e a lixiviarem seus componentes quími-cos no perfil do solo (Gonçalves Jr. et al., 2007). Resultado similar foi encontrado por Matallo et al. (2003) em Latossolo Vermelho Distrófico e em Ne-ossolo Quartzarênico. Isto significa que as camadas mais profundas apresentam maior potencial para retenção das moléculas de pesticidas lixiviadas ao longo do perfil do solo.

A condutividade hidráulica saturada estima-da através da composição granulométrica indica que a área amostral A2 apresenta os maiores valores, com pouca variação ao longo do perfil. Os menores valores foram estimados para as camadas de 0-20 e 80-100 cm, da área amostral A1. Na camada inter-mediária desta área, a condutividade é mais elevada. Na área amostral A3, as condutividades hidráulicas são baixas, mas com valores pouco variáveis. A con-dutividade hidráulica constitui um indicativo da capacidade de lixiviação das moléculas no perfil do solo. Assim, as áreas amostrais A1 e A3 devem apre-sentar potenciais de lixiviação equivalentes, quando analisadas em termos de suas condutividades hidráu-licas de saturação. No entanto, devem ser mais bai-xas do que na área amostral A2. Características climatológicas

A precipitação total do ano de 2005 foi de 1901,2 mm e no ano de 2006, foi de 1078,5 mm. Estes valores indicam que no ano de 2005 houve condições mais favoráveis ao transporte vertical dos pesticidas, dependendo das características do solo. Nesse ano, foi registrado o máximo mensal de 372,6 mm, no mês de setembro, com um máximo diário de 107,6 mm. Ressalta-se, ainda, que nesse mês hou-ve mais um evento pluvioso intenso, com um total diário de 73,2 mm. Estes dois eventos pluviosos a-presentam elevado potencial para movimentação vertical e horizontal dos pesticidas. A percolação da água infiltrada propicia o transporte do soluto no perfil do solo, por advecção e dispersão das molécu-las em solução. No ano de 2006, verificou-se que


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Tabela 2 — Características físicas do solo nas áreas amostrais.

Área Amostral

Profun- didade (cm)

Massa específica (g cm-3)

Poro-sidade (%)

Argila (%)

Silte (%)

Areia fina (%)

Areia média (%)

Condutivida-de hidráulica (m s-1)

A1 0 - 20 1,24 50,8 5,47 68,21 24,02 2,30 8,7 x10-5 40 — 60 1,01 59,9 14,00 56,00 18,74 9,93 1,0 x10-4 80 — 100 1,00 60,5 16,16 56,88 20,68 5,69 8,9 x10-5

A2 0 - 20 1,32 47,7 5,41 52,93 35,75 5,91 1,7 x10-4 40 — 60 1,05 58,2 9,31 51,58 34,50 4,60 1,5 x10-4 80 — 100 1,17 53,5 15,83 44,63 25,85 3,19 1,5 x10-4

A3 0 - 20 1,22 52,5 5,58 86,24 5,76 2,41 4,0 x10-5 40 — 60 1,12 56,4 16,21 66,98 7,96 8,86 5,8 x10-5 80 — 100 1,16 54,8 19,55 71,56 4,75 4,15 4,1 x10-5

nos meses de abril a julho, os totais mensais de pre-cipitações foram baixos. Isto significa que nesses meses a capacidade de transporte por advecção no perfil vertical foi reduzida ou nula. Neste caso, ape-nas dispersão, devido à difusão molecular, poderia ocorrer. Além disto, eles podem sofrer os efeitos da degradação física, química e bioquímica, reduzindo a sua disponibilidade.

A evolução das temperaturas médias men-sais é similar ao longo dos dois anos. A temperatura média mínima de 12,5 ºC foi registrada no mês de julho de 2005 e, a máxima, igual a 23,9 ºC, foi regis-trada no mês de janeiro de 2006. As temperaturas influenciam principalmente nas reações bioquími-cas de decomposição dos pesticidas no solo. Tempe-raturas elevadas aceleram os processos bioquímicos de degradação das substâncias orgânicas. Conside-rando-se cinéticas de degradação de primeira or-dem, as velocidades das reações nos dois meses ex-tremos são diferentes. Para uma substância com tempo de meia vida de 20 dias, a velocidade da rea-ção no mês mais frio é da ordem de 50% daquela do mês mais quente.

As temperaturas médias mensais, no perfil do solo, medidas à profundidade de 5, 10, 20 e 30 cm, variam com a profundidade. Em geral, nas ca-madas mais profundas as temperaturas são inferio-res aquelas da camada de superfície. A diferença entre as temperaturas a 5 cm e 30 cm foi de 3,1ºC, no mês de novembro de 2005. Isto indica que o pesticida que percola no perfil do solo, deve apre-sentar velocidade de degradação inferior àquele retido na camada superficial do solo.

Concentração de pesticidas

Foram realizadas 11 amostragens, em cada área amostral, nas profundidades de 0 - 20, 40 - 60 e 80 — 100 cm. Desta forma, o total de amostras de solo em cada área é 33. Na Tabela 3 são apresenta-das as freqüências de ocorrências das moléculas determinadas nas três áreas amostrais.

Observa-se que o tebuconazol é detectado com maior freqüência na profundidade de 0-20 cm, sendo bastante freqüente também nas profundida-des de 40-60 cm e 80-100 cm. Ele é um fungicida indicado para aplicação nas culturas de batata, be-terraba, feijão e milho, e é encontrado em 82% das amostras coletas na camada de 0—20 cm, 64% na camada de 40-60 cm e 48% na camada mais profun-da. Outro pesticida com bastante freqüência é o metconazol, que é um fungicida indicado para apli-cação nas mesmas culturas do anterior. Ele apresen-ta comportamento similar ao do tebuconazol, de-crescendo ao longo do perfil, sendo 61% nas amos-tras da superfície e 42% nas amostras coletadas na camada mais profunda.

Em solos com características arenosas (73% areia; 12% silte e 14% argila), o tebuconazol degra-da lentamente, com aproximadamente 70% perma-necendo na camada de 0 — 10 cm em um período de três meses (Bending et al., 2007).

O herbicida diuron aparece com freqüên-cias variando entre 45% na camada mais profunda e 64% na camada de 40 — 60 cm. Ele é um herbicida indicado para pós-emergência para ervas daninhas. Comportamento similar é encontrado com a atrazi-na, que aparentemente apresenta boa mobilidade.


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Ela apresentou freqüência de ocorrência crescente ao longo do perfil. De acordo com o estudo do po-tencial de lixiviação realizado por Rosa (2007), estes dois pesticidas aparecerem com potencial de lixivia-ção, representando alto risco de degradação das águas superficiais e águas subterrâneas.

Tabela 3 — Freqüência de detecção de pesticidas (%), para n = 33.

Pesticidas Profundidade (cm)

0 - 20 40 - 60 80 - 100 2,4-D 21 12 18

Alacloro 15 18 9

Atrazina 33 42 55

Diuron 52 64 45

Azoxistrobina 36 48 33

Metalaxyl 52 42 42

Metconazol 61 45 42

Tebuconazol 82 64 48

Lambda-cialotrina 48 58 58

Na Figura 3 são apresentadas as concentra-

ções médias dos pesticidas encontrados nas três camadas do perfil do solo. Nota-se que o tebucona-zol e o metconazol, que foram detectados com mai-or freqüência, apresentam as maiores concentrações médias ao longo do perfil. Elas variam entre 145,7 e 264,4 ng g-1. Para os demais pesticidas, as concentra-ções médias ao longo do perfil são inferiores a 65 ng g-1, exceto o 2,4-D, encontrado na camada superfici-al. Ressalta-se que a freqüência de ocorrência do 2,4-D é baixa, entre 21% na superfície e 12% na camada intermediária. Em princípio, este pesticida, muito volátil, não deveria ser encontrado, pois ele é usado pelo produtor em área de pastagem. No entanto, verifica-se que no entorno das áreas tem-se a presen-ça deste uso da terra e ele é recomendado para uso igualmente em milho e mandioca (MAPA, 2007). No caso de uso do pesticida apenas na área de pas-tagem, ele poderia ter sido transportado pelos esco-amentos superficial e sub-superficial em direção às áreas cultivadas.

Na Tabela 4 são apresentadas as estatísticas das concentrações dos pesticidas obtidas nas três camadas do perfil do solo, nas áreas amostrais A1, A2 e A3. São apresentados os valores médios, os desvios padrões, os valores máximos e os valores mínimos. Observa-se que as concentrações médias, mínimas e máximas podem, em geral, ser da mesma

ordem de grandeza para todos os pesticidas. Esta situação pode ser produzida pelo trabalho de solo realizado, no qual a camada superficial é revirada, e tendo-se, como conseqüência, a transferência da massa de pesticidas às camadas inferiores. O uso de arado e de niveladora ocorre na preparação do solo (sistema convencional) nas culturas de milho, cebo-la, batata e beterraba.

A concentração máxima foi obtida para o tebuconazol. Assim, constata-se que ele ocorre com maior freqüência e com maior concentração. Os valores elevados de concentrações máximas foram encontrados nas três camadas, sendo decrescentes ao longo da profundidade. Estes resultados estão de acordo com as estimativas realizadas por Rosa (2007), quando analisado em termos de lixiviação, expresso pelo coeficiente de GUS, que constatou que ele é considerado com potencial de lixiviação.

O alacloro e o diuron apresentam compor-tamento inverso. No caso do primeiro pesticida, as concentrações médias decrescem, enquanto no segundo, as concentrações médias crescem ao longo do perfil do solo. Existe evidência de que a concen-tração de diuron aumenta com a profundidade, mostrando que ele se move principalmente pelo transporte nos macroporos do solo sem grandes interações com o solo (Caracciolo et al., 2005). Esta situação não foi observada para os demais pesticidas. O metconazol e a azoxistrobina apresentaram con-centrações médias decrescentes até a camada inter-mediária, apresentando concentrações mais elevada na camada de fundo. A atrazina, o metalaxyl, o te-buconazol e a lambda-cialotrina apresentaram maior concentração média na camada intermediária. Ferri et al. (2003) observaram que após 21 dias do trata-mento, o acetacloro apresentava concentrações da mesma ordem de grandeza, até a profundidade de 20 cm, em uma área com cultivo convencional.

Estudos em colunas de solo (Weber et al., 2007; Prichard et al., 2005) têm demonstrado que as concentrações são decrescentes ao longo do perfil do solo. Este comportamento é devido à ausência de alteração da estrutura do solo ao longo do tempo, nas colunas de solo. No caso do preparo do solo, em cada plantio convencional, o perfil vertical é altera-do mecanicamente, promovendo redistribuição dos resíduos dos pesticidas aplicados na safra anterior. Também deve ser considerada a ação conjunta dos esforços hidrodinamicos e dos fenômenos de adsor-ção e de degradação bioquímica das moléculas no solo. As condutividades hidráulicas de saturação são similares ao longo do perfil, implicando transporte homogêneo. As moléculas transportadas são mais absorvidas nas camadas inferiores que apresentam


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Figura 3 - Concentrações médias dos pesticidas no perfil do solo.

Tabela 4 — Valores estatísticos das concentrações nas diferentes profundidades, para n = 33

Pesticidas

Profundidade (cm) 0-20 40-60 80-100 Cméd DP Cmáx Cmín Cméd DP Cmáx Cmín Cméd DP Cmáx Cmín

2,4-D 326 400 847 4,2 35,1 32,1 79,7 5,9 39,2 71,9 184,1 2,9 Alacloro 43 39 95 2,3 31,0 24,6 55,2 2,2 13,2 2,0 14,4 10,9 Atrazina 15 20 56 2,6 26,9 65,3 252,8 2,0 7,7 5,4 24,2 2,1 Diuron 15 16 54 2,6 15,4 12,5 44,6 2,2 16,2 14,8 50,1 3,4 Azoxistrobina 55 88 306 2,8 39,8 64,1 235,5 2,9 63,2 105,7 306,4 3,0 Metalaxyl 24 21 79 4,9 41,2 66,1 252,8 3,1 23,1 16,4 55,8 2,8 Metconazol 165 221 645 2,6 145,7 220,9 651,3 2,0 190,5 310,3 815,9 4,1 Tebuconazol 153 274 1099 3,3 264,4 287,0 933,4 6,0 149,2 266,1 856,1 2,8 Lambda-cialotrina

58 99 385 2,6

60,5

70,5

275,6

2,8

26,9

43,3

190,9

2,4

Cméd — concentração média; DP — desvio padrão; Cmáx — concentração máxima; Cmin — concentração mínima. maiores teores de argila. Além disto, as temperaturas médias decrescem ao longo da profundidade, redu-zindo assim a degradação das moléculas que foram transportadas. A combinação destes três fatores resulta em uma homogeneização das concentrações ao longo do perfil. A diferença de comportamento entre elas pode ocorrer devido às suas propriedades físico-químicas.

As concentrações de pesticidas foram corre-lacionadas com as precipitações ocorridas nas 24 e 96 horas que antecederam a coleta. Os coeficientes de correlações foram muito baixos ou mesmo nulos. Isto significa que é muito difícil avaliar um compor-tamento de movimento do pesticida ao longo do tempo, com os intervalos de tempos adotados nas coletas. Os intervalos não foram regulares, tendo sido distribuídos de forma aleatória.

Também não ficou evidenciada a ocorrência de diferentes concentrações em função da cultura desenvolvida. Aparentemente, o processo de rotação de culturas homogeneíza os pesticidas que são en-contrados no perfil do solo. Assim, todas as culturas

desenvolvidas apresentam igual potencial de acumu-lação de pesticidas no solo. Ressalta-se que o uso de pesticidas é quase constante ao longo do ano, pois são realizadas pelo menos duas colheitas. O período de repouso do solo é curto e compreende um mês no verão e cerca de dois meses no inverno.

Por outro lado, é preocupante observar que os pesticidas alcançam a camada profunda com concentrações elevadas. Neste caso, não existem diferenças nos comportamentos de transporte entre as áreas amostrais que possuem solos com caracterís-ticas hidrodinâmicas diferentes. CONCLUSÕES

Os resultados apresentados permitem apre-sentar algumas conclusões. As moléculas de fungici-das são detectadas com maior freqüência nas três profundidades analisadas. As concentrações médias dos pesticidas variaram entre 7,7 e 326 ng g-1. Ao

0

50

100

150

200

250

300

350

2,4-

D

Ala

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Atra

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Diu

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Lam

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(ng

g-1

)

0 - 20 cm 40 - 60 cm 80 - 100 cm


58

longo do perfil foram observadas concentrações de mesma ordem de grandeza nas camadas de 0 — 20, 40 — 60 e 80 — 100 cm. No entanto, o efeito da pre-cipitação de curto termo e das características hidro-dinâmicas do solo sobre o movimento dos pesticidas no perfil não puderam ser demonstrados através das coletas realizadas. Além disto, não ficou evidenciada a influência particular das culturas desenvolvidas sobre os valores de concentrações medidas. Isto significa que todas as culturas apresentam potencial de acumulação de pesticidas no perfil do solo. O manejo do solo aparenta influenciar fortemente na distribuição das concentrações ao longo da profun-didade. AGRADECIMENTOS

Agradecemos ao CNPq (proc 301156/2008-5) pela concessão da bolsa de produtividade e aos revisores pelas expressivas recomendações que vie-ram a enriquecer este artigo. REFERÊNCIAS ALEXANDER, M. Aging, bioavailability, and overestimation of

risk from environmental pollutants. Environmental science & technology . v.34, p.4259–4265. 2000.

ANJOS, J. T.; UBERTI, A. A. A.; VIZZOTTO, V. J.; LEITE, G. B.; KRIEGER, M. Propriedades físicas em solos sob diferentes sistemas de uso e manejo. Revista Brasi-leira de Ciências do Solo, v. 18: p.139-145, 1994.

ARIAS-ESTÉVEZ, M., LÓPEZ-PERIAGO, E., MARTÍNEZ-CARBALLO, E., SIMAL-GÁNDARA, J., MEJUTO, J.C. & GARCÍA-RÍO, L. The mobility and degrada-tion of pesticides in soils and the pollution of ground-water resources. Agriculture, Ecosystems & Envi-ronment, v. 123, n. 4, p. 247-260, 2008.

BENDING, G.D., RODRÍGUEZ-CRUZ, S.M. & LINCOLN, S.D. Fungicide impacts on microbial communities in soils with contrasting management histories. Chemos-phere, v.69, p. 82–88, 2007.

CAMPBELL, G.S. Soil physics with basic – transport models for soil/plant systems. Amsterdam: Elsevier, 1985, 150 p.

CARACCIOLO, A. B., GIULIANO, G., GRENNI, P., GUZZEL-LA, L., POZZONI, F., BOTTONIC, P., FAVAC, L., CROBEC, A., ORRU, M. & FUNARIC, E. Degrada-tion and leaching of the herbicides metolachlor and

diuron: a case study in an area of Northern Italy. En-vironmental Pollution, v. 134, p. 525–534, 2005.

CARTER, A. How pesticides get into water - and proposed reduction measures. Pesticide Outlook, v. 11, p. 149–156, 2000

CLAESSEN, M. E. C. Manual de métodos de análise de solo. 2. ed. Rio de Janeiro: Embrapa, 1997.212p.

CORREIA, F., MERCANTE, F., FABRÍCIO, A., CAMPOS, T., VARGAS JR, E. & LANGENBACH, T. Adsorção de atrazina em solo tropical sob plantio direto e conven-cional. Pesticidas: Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, Curitiba, v.17, p. 37-46, 2007.

EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária. Solos do Estado de Santa Catarina, Rio de Janeiro, 2004, 726 p, (Boletim de pesquisa e desenvolvimen-to, 46).

FERRI, M.V.W., VIDAL, R.A., FLECK, N.G., CASSOL, E.A. & GOMES, P.A. Lixiviação do herbicida acetoclor em solo submetido à semeadura direta e ao preparo convencional. Pesticidas: R.Ecotoxicol. e Meio Am-biente, v. 13, p. 147-156, 2003.

GARBELLINI, G. & ULIANA, C. Toxidez, degradação no meio-ambiente e métodos eletroanalíticos de detecção do pesticida carbaril. Pesticidas: Revista de Ecotoxico-logia e Meio Ambiente, v. 17, p. 29-36, 2007.

GONÇALVES JR., A.C., TRAUTMANN, R.R., MARENGONI, N.G., RIBEIRO, O.L. & SANTOS, A.L. Produtividade do milho em resposta a adubação com NPK e Zn em Argissolo Vermelho-Amarelo Eutrófico e Latossolo Vermelho Eutroférrico. Ciência e Agrotecnologia, v. 31, n. 4, p.1231-1236, 2007.

GUO, L., JURY, W.A., WAGENET, R.J. & FLURY, M. Depen-dence of pesticide degradation on sorption: nonequi-librium model and application to soil reactors. Journal of Contamination Hydrology. v.43, n.1, p.45–62. 2000.

GUZZELLA, L., RULLO, S., POZZONI, F. & GIULIANO, G. Studies on mobility and degradation pathways of ter-buthylazine using lysimeters on a field scale. Journal of Environmental Quality. v. 32, p.1089–1098. 2003.

MAPA - Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. AGROFIT. Sistema de agrotóxicos fitossanitários Disponível em http://extranet.agricultura.gov.br/agrofit_cons/principal_agrofit_cons. Acesso em: 29/07/2007.

MATALLO, M. B., LUCHINI, L. C., GOMES, M. A. F., SPA-DOTTO, C. A., CERDEIRA, A. L. & MARIN, G. C. Li-xiviação dos herbicidas tebutiuron e diuron em colu-nas de solo. Pesticidas: Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, v. 13, p.83-90, 2003.

PEMPKOWIAK, J., TRONCZYNSKI, J. & PAZDRO, K. Spatial and Temporal Gradients of Triazines in the Baltic Sea off Poland. Marine Pollution Bulletin, v. 40, n. 12, p. 1082-1089, 2000.


59

PREVEDELLO, C. L. Física do solo com problemas resolvidos. Curitiba, 1996, 446 p.

PRICHARD, T., TROIANO, J., MARADE, J., GUO, F. & CA-NEVARI, M. Movement of Diuron and Hexazinone in Clay Soil and Infiltrated Pond Water Journal of Envi-ronmental Quality, v. 34, n.12. p. 2005-2017, 2005.

REICHENBERGER, S., AMELUNG, W., LAABS, V., PINTO, A., TOTSCHE, K. U. & ZECH, W. Pesticide dis-placement along preferential flow pathways in a Bra-zilian Oxisol. Geoderma, v. 110, n. 1-2, p.63-86, 2002.

REICHENBERGER, S., BACH, M., SKITSCHAK, A. & FREDE, H.-G. Mitigation strategies to reduce pesticide inputs into ground and surface water and their effective-ness; A review. Science of The Total Environ-ment, v.384, n. 1-3, p. 1-35, 2007.

ROSA, F.C. Estudo do potencial de degradação por pesticidas das águas da bacia do rio Itajaí. Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental Universidade Regional de Blumenau. (Dissertação), 2007, 145 p.

TONI, L. R. M., SANTANA, H. & ZAIA, D. A. M. Adsorção de glifosato sobre solos e minerais. Química Nova, v. 29, n. 4, p.829-833, 2006.

WEBER, J. B., WARREN, R. L., SWAIN, L. R. & YELVERTON, F. H. Physicochemical property effects of three her-bicides and three soils on herbicide mobility in field lysimeters. Crop Protection, v.26, p.299–311, 2007.

A Study of the Presence of Pesticides in the Soil Pro-file Under Different Types of Cultures ABSTRACT

This paper aims at assessing the pesticides' trans-port in the soil profile, under different crops, in the area of study located in the Ituporanga municipality, in Santa Catarina State. Samples were collected in the soil profile at depths of 0 to 20 cm, 40 to 60 cm, and 80 to 100 cm in three different areas over a 2 year period. Crop manage-ment includes rotation and conventional tillage areas in which corn, onions, potatoes, beans, and sugar beets are cultivated. For each sample, the concentration of the pesti-cides 2,4-D, alachlor, atrazine, diuron, azoxystrobin, meta-laxyl, metconazole, tebuconazole, and lambda-cyhalothrin were determined. It was observed that the average concen-tration of active ingredients varied between 7.7 and 326 ng g-1. All molecules were detected in the sampling areas and different layers along the soil profile. There is no evi-dence suggesting the influence of the cultivated crops over the concentration values measured. This means that all crops have a potential for pesticide accumulation along the

soil profile. Soil management and texture strongly influence the concentration distribution along the depth of the profile. Keyword: mobility, water percolation, crop rotation.


61

Remoção Anaeróbia dos Componentes BTEX de Água Contaminada por Gasolina

Pedroza, S.; Florencio, L.; Kato, M. T.; Paim, A. P. S. Gavazza, S.

Universidade Federal de Pernambuco/UFPE [email protected]


RESUMO

Neste trabalho foi avaliada a biodegradação anaeróbia dos componentes benzeno, tolueno, etilbenzeno e xilenos (BTEX) presentes em água sintética, simulando contaminação subterrânea por gasolina contendo 24% de etanol. O objeti-vo teve como foco avaliar a influência do uso de macro e micronutrientes na remoção dos BTEX. Utilizou-se três reatores, RI, RII e RIII de 4 L cada, com ciclos de batelada de 48 h, mantidos sob agitação constante. O experimento foi conduzido em 4 fases, com aumento gradativo da DQO (FI-1000 mg/L, FII-1000 mg/L, FIII-2000 mg/L e FIV-4000 mg/L). Na fase FI, de adaptação do inóculo, todos os 3 reatores foram alimentados com esgoto doméstico sintético como substrato. Nas fases FII, FIII e FIV, RI (controle) recebeu solução de etanol, macro e micronutrientes; RII, água sintética e macronutrientes; e RIII, água sintética, macro e micronutrientes. Os micronutrientes foram determinantes para remoção de DQO. Enquanto em RII, somente com macronutrientes, obteve-se eficiências para FII, FIII e FIV de 55%, 32% e 42%, respectivamente, em RIII as eficiências correspondentes foram maiores, de 56%, 88% e 83%. Na fase IV e até o final do experimento (dia 130), o com-portamento de remoção de DQO nos dois reatores que receberam micronutrientes (RI, controle com etanol e RIII, com água sintética) foi muito semelhante. Isto indica que a presença de BTEX em RIII não influenciou negativamente na remoção de DQO. No entanto, no tocante à remoção somente dos BTEX, RII mesmo não tendo recebido os micronutrientes, apresentou um desempenho superior ao de RIII, principalmente para etilbenzeno e xilenos. Portanto, conclui-se que a opção pela intro-dução de micronutrientes deverá ser determinada por aqueles componentes BTEX que sejam de maior interesse. No caso do interesse ser a remoção da matéria orgânica total (DQO), tal introdução será conveniente. Palavras chave: água subterrânea, gasolina, BTEX, etanol, DQO, degradação anaeróbia.

INTRODUÇÃO

As águas subterrâneas são uma alternativa para o consumo humano devido à escassez ou polu-ição das águas superficiais. No entanto, a sua quali-dade vem sendo comprometida devido à crescente contaminação, sendo uma das causas, por exemplo, os vazamentos de gasolina em postos de combustí-veis. Os compostos mais perigosos da gasolina são os componentes benzeno, tolueno, etilbenzeno e xile-nos (BTEX), por causarem toxicidade crônica, se-rem carcinogênicos e teratogênicos (Corseuil e Kaipper, 2004).

A atenuação natural compreende os proces-sos físicos, químicos e biológicos que contribuem para a remediação de um local contaminado. A atenuação natural pode ocorrer, a partir de proces-sos de biodegradação (aeróbia e/ou anaeróbia), dispersão, volatilização e adsorção do contaminante, acompanhada da sua estabilização química e bioló-

gica e da sua transformação ou destruição. Estes fenômenos podem ser usados em ambientes contro-lados, a fim de se obter melhor eficiência dos pro-cessos de remediação. Entender a atenuação natural é essencial antes da escolha do tipo de tratamento a ser aplicado para a área contaminada. Deve-se tam-bém levar em consideração os custos e o desempe-nho dos sistemas de remediação, como bioaumento, biofiltro, entre outros.

Na biorremediação, definida como um pro-cesso de degradação de compostos orgânicos inter-mediada por microrganismos, as condições ambien-tais e nutricionais devem ser adequadas ao seu cres-cimento. O objetivo é transformar contaminantes em produtos menos tóxicos, que podem ser inte-grados nos ciclos biogeoquímicos naturais (Corseuil e Marins, 1998; Ueta et al., 2007). Os processos ana-eróbios são considerados uma alternativa possível para a biorremediação de áreas contaminadas por derivados de petróleo (Nardi et al., 2005). Entretan-to, a degradação anaeróbia dos BTEX ainda é pouco

Remoção Anaeróbica dos Componentes BTEX de Água Contaminada por Gasolina

62

conhecida (Mancini et al., 2008), principalmente em relação aos fatores nutricionais que influenciam este processo. Em 1980, iniciaram-se estudos de degradação de BTEX, presentes em águas contami-nadas, utilizando-se bactérias fermentativas ou ace-togênicas. Estas bactérias transformam os BTEX em precursores do metano, do acetato e do hidrogênio (Speece, 1996). A partir de então, diversos tipos de bioreatores foram configurados para esses estudos. Vários microrganismos aeróbios já foram identifica-dos em pesquisas de degradação de BTEX presentes em águas contaminadas com gasolina (Coates et al., 2002); mas a busca para se conhecer os fatores que interferem na degradação anaeróbia se justifica em função das condições dos aqüíferos e do subsolo, que apresentam baixas concentrações de oxigênio.

O crescimento microbiano depende muito da disponibilidade de nutrientes no meio, sendo os principais macronutrientes o nitrogênio, o enxofre e o fósforo. Dentre os micronutrientes estão o ferro, cobalto, níquel, molibdênio, selênio, riboflavina e vitamina B12. Os micronutrientes, em geral, são metais que desempenham papéis importantes sobre a atuação de várias enzimas (Madigan e Martinko, 2006). É importante, portanto, identificar os fatores que podem influenciar, de forma positiva e/ou ne-gativa, o processo de degradação de compostos a-romáticos, como os BTEX. No presente trabalho foi avaliada a influência da presença de macro e micronutrientes sobre a remo-ção de BTEX de água sintética simulando contami-nação de água subterrânea por gasolina. MATERIAL E MÉTODOS

Foram utilizados 3 reatores (RI, RII e RIII — Figura 1) de 4 L cada (350 mL de lodo, 3250 mL de líquido e 400 mL de headspace). Os reatores foram operados em regime de batelada, sob agitação cons-tante (agitador magnético) mantidos em sala clima-tizada a 30 ± 1 ºC. A cada 48 h (tempo de ciclo) o volume do efluente tratado era retirado e feita nova alimentação com igual volume de substrato. O inó-culo utilizado (4 g SSV/L) foi uma mistura na pro-porção de 1:1 em volume, de lodo denso com lodo granular, provenientes de 2 reatores UASB que tra-tavam esgoto doméstico e efluente de abatedouro de aves, respectivamente.

O experimento foi conduzido em 4 fases. Na primeira fase (FI), para adaptação do lodo de inóculo, os 3 reatores foram alimentados com eflu-ente sintético que simulou esgoto doméstico, prepa-

rado à base de sacarose, amido, celulose, extrato de carne e levedura (de Souza e Foresti, 1996) para uma concentração final aproximada de 1000 mg/L de DQO no reator (1085,7 mL), adicionados a 2159,6 mL de água (Ribeiro, 2005). A partir da se-gunda fase, o substrato para o reator RI (controle) foi etanol (equivalente a 1000, 2000 e 4000 mg/L de DQO), acrescido de solução de macro e micronutri-entes (10% vol.). O volume do headspeace foi de 10%. O substrato para os reatores RII e RIII foi água sintética formada por água contaminada com gaso-lina comercial (que continha 24% de etanol), que simulou um aqüífero contaminado. Adicionalmente, RII recebeu somente solução de macronutrientes, enquanto que RIII recebeu solução de macro e mi-cronutrientes. A composição das soluções de macro e micronutrientes é apresentada na Tabela 1.

Tabela 1 - Concentração dos reagentes para preparação das soluções nutrientes.

Solução Reagente Concentração

(g L-1)

Macronutrientes

NH4Cl 0,280 K2HPO4 0,252 MgSO4.7 H2O 0,100 CaCl2 0,007 NaHCO3 0,400 Extrato de levedura 0,100

Micronutrientes

FeCl2.4H2O 2,000 ZnCl2 0,050 MnCl2.4H2O 0,500 NiCl2.6H2O 0,142 NaSeO3.5H2O 0,164 H3BO3 0,050 CuCl2.2H2O 0,038 CoCl2.6H2O 2,000 AlCl3.6H2O 0,090 (NH4)6.Mo7O24.4H2O 0,050 EDTA 1,000 Resazurina 0,200 HCl 1,000 (mL.L-1)

Fonte: Florêncio, 1994.

Os substratos de todos os reatores foram preparados para resultar DQO com concentrações (em mg/L) iguais a 1000 (FII), 2000 (FIII) e 4000 (FIV). Para cada fase, de FII a FIV, era preparada uma solução estoque de água sintética para RII e RIII. Para a sua preparação adicionou-se, em uma garrafa de vidro âmbar de 1 litro, 300 mL de gasoli-na e 700 mL de água. A mistura da solução foi feita

sob agitaçra foi madurante 1fases: gaságua sintsubmetidração dasestoque dde aproxse a quancada fasecoleta, co

Ofinal de cção dos filtrada (ção da amdade a bi(tituloméde acoPHA/AWforam anpor Pan ções, parque resultor iguaisde aqueccada 2 mA mediçãexperimemetanogê(1988) e

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RESULT

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ção a 150 rpmantida em re15 minutos psolina e águtética separa

da a etapa des fases (gasolde água sintéimadamententidade equi e a inseria n

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(1995), tenra promoverltaram em: ts a 250oC e 2cimento - 40o

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TADOS E D

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DISCUSSÃO

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Revista Brasile

63

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Volume 14 n.3 Ju

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ul/Set 2009, 61

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64

Figura 2 - Concentração de DQO filtrada afluente e efluente dos reatores durante as fases experimentais.

Tabela 2 - Eficiência de remoção (%) e concentração média de BTEX total (mg/L) no afluente e efluente de RII e RIII (δ* = ± 1%)

Fases/[BTEX] RII RIII

Afluente Efluente % remoção Afluente Efluente % remoção

F-II 0,470 0,133 72 0,440 0,104 76

F-III 0,803 0,291 64 0,661 0,106 84

F-IV 1,421 0,299 79 1,528 0,623 59

* δ - desvio padrão do método cromatográfico utilizado micronutrientes nos reatores RII e RIII. No efluente do reator RII, as concentrações (92,7 em FII, 264,0 em FII e 276,2 em FIV) foram superiores às obser-vadas em RIII (60,4 em FII, 87,5 em FIII e 103,0 em FIV). Portanto, é possível que a presença de micro-nutrientes também tenha favorecido o equilíbrio entre a produção e o consumo de ácidos no reator RIII. Adicionalmente, para o reator RII as seguintes observações se fazem necessárias: (i) houve redução do pH do afluente para o efluente em todas as fases (FII: de 7,2 para 5,8; FIII: de 7,5 para 5,7; FIV: de 8,3 para 6,7) e (ii) o consumo de alcalinidade a bicar-bonato (mg/L CaCO3) foi superior ao do reator RII

(FII: de 256,3 para 52,3; FIII: de 563,7 para 173,1; FIIV: de 785,8 para 587,5).

No tocante aos resultados de remoção mé-dia de BTEX total, de acordo com a Tabela 2, os desempenhos obtidos para RII nas fases FII, FIII e FIV foram de 72%, 64% e 79%, e para RIII foram de 76%, 84% e 59%, respectivamente. Portanto, obser-va-se que na fase FIII, o reator RIII com micronutri-entes apresentou um desempenho bem superior (84%) a RII sem micronutrientes (64%); entretanto, na fase FIV, ocorreu uma inversão nos desempe-nhos, com RIII apresentando uma eficiência de remoção dos BTEX bem inferior (59%) ao do rea

0500

10001500200025003000350040004500

DQ

O (m

g.l -1

)

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0500

10001500200025003000350040004500

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g.l -1

)

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0500

10001500200025003000350040004500

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130Tempo (dias)

DQ

O (m

g.l -1

)

Af luente Efluente

R III

Fase I (DQOaf 1000 mg.L-1)

Fase II (DQOaf 1000 mg.L-1)

Fase III (DQOaf 2000 mg.L-1)

Fase IV (DQOaf 4000 mg.L-1)

EDS + M + m

EDS + M

EDS + M + m

EOH + M + m

AS + M

AS + M + m

EOH + M + m

EOH + M + m

AS + M

AS + M

AS + M + m

AS + M + m


65

Tabela 3 - Concentração média de cada BTEX no afluente e efluente de RII (mg/L; δ* = ± 1%)

RII Benzeno Tolueno Etilbenzeno Xileno Fase AF EF AF EF AF EF AF EF FII 0,150 0,039 0,120 0,054 0,092 0,008 0,108 0,032 FIII 0,377 0,126 0,205 0,100 0,097 0,011 0,124 0,054 FIV 0,792 0,107 0,387 0,131 0,099 0,009 0,142 0,051 *δ - desvio padrão do método cromatográfico utilizado. AF — afluente. EF — efluente

Tabela 4 - Concentração média de cada BTEX no afluente e efluente de RIII (mg/L; δ* = ± 1%)

RIII Benzeno Tolueno Etilbenzeno Xileno Fase AF EF AF EF AF EF AF EF FII 0,127 0,009 0,111 0,024 0,093 0,020 0,110 0,051 FIII 0,277 0,034 0,171 0,036 0,094 0,010 0,120 0,026 FIV 0,877 0,184 0,413 0,322 0,099 0,036 0,139 0,081 *δ - desvio padrão do método cromatográfico utilizado. AF — afluente. EF — efluente

tor RII (79%). Consequentemente, a influência dos micronutrientes para a remoção somente de BTEX total aparentemente não foi marcante. Assim, a avaliação dos resultados foi estendida para a remo-ção de cada componente individualmente. Os resul-tados das concentrações individuais dos BTEX estão apresentados nas Tabelas 3 e 4, para RII e RIII, res-pectivamente; e as eficiências de remoção de cada componente estão apresentadas na Figura 3.

Para o caso do benzeno, a remoção em RII e RIII na fase FII (Figura 3) foi de 74% e 93%, respec-tivamente, enquanto na fase FIII os valores corres-pondentes foram de 67% e 88%. No caso do tolue-no, o comportamento de remoção foi muito seme-lhante ao do benzeno em RII e RIII, tanto na fase FII como na fase FIII. Observa-se, portanto, que até FIII o reator RIII com os micronutrientes, apresen-tou desempenho superior ao de RII para benzeno e tolueno, como ocorrera no caso da remoção de BTEX total. Contudo, a partir de então o reator RII, que não tinha recebido micronutrientes, aparente-mente passou por um período de adaptação micro-biana, com obtenção de resultados melhores na fase FIV. As eficiências de remoção para benzeno e tolu-eno nesta fase FIV foram 9% e 200% superiores às de RIII, respectivamente (Figura 3).

Entretanto, o comportamento de RII para a remoção de etilbenzeno e xilenos, de forma geral, foi diferente para o caso do benzeno e tolueno. O reator RII apresentou desempenho praticamente quase sempre superior ao do RIII (Figura 3 e Tabe-las 3 e 4). No caso do reator RIII, aparentemente ele passou por um processo de adaptação entre as fases FII e FIII, tendo aumentado as eficiências de remo-ção de etilbenzeno de 79% para 89% e de xilenos

de 53% para 78%. No entanto, com o aumento da DQO para 4000 mg/L em FIV, o reator RIII não foi capaz de manter os mesmos desempenhos observa-dos para etilbenzeno e xilenos em FIII (Figura 3).

(a)

(b)

(c)

Figura 3 - Remoção (%) de benzeno, tolueno, etilbenzeno e xilenos individualmente nos reatores RII e RIII nas

fases operacionais: (a) FII, (b) FIII e (c) FIV.

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66

Nos experimentos de Nardi et al. (2005) a eficiência de remoção de BTEX variou de 75 a 99% para reatores operados em fluxo contínuo e com concentrações de cada BTEX variando de 3 a 15 mg/L.

Em termos de legislação, pode-se considerar que o desempenho de ambos os reatores, sem e com micronutrientes, foi satisfatório, uma vez que as eficiências de remoção de BTEX total e individuais foram significativas para a faixa de concentrações afluentes utilizadas (BTEX total de até 1,5 mg/L). Muito importante também é que, exceto para o benzeno (padrão de potabilidade: 5 µg/L) e nestas mesmas condições experimentais, os demais com-ponentes individualmente ficaram abaixo dos valo-res máximos permitidos para potabilidade: 17 mg/L para tolueno, 0,20 mg/L para etilbenzeno e 30 mg/L para xilenos.

Além disso, aparentemente, a presença de micronutrientes não interferiu positivamente sobre a remoção dos BTEX individuais, uma vez que o reator RII apresentou desempenho superior a RIII em alguns casos (Tabela 2). CONCLUSÕES

A presença de micronutrientes foi determi-nante do melhor desempenho de remoção de maté-ria orgânica (em DQO) de água contaminada com gasolina. O reator com água contaminada com gaso-lina, suplementado com macro e micronutrientes apresentou eficiências médias de remoção de DQO, 56%, 88% e 83% maiores do que as obtidas no rea-tor que recebeu apenas macronutrientes, para as fases com DQO afluentes iguais a 1000 mg/L, 2000 mg/L e 4000 mg/L, respectivamente. No entanto, em relação a remoção dos BTEX individuais, a pre-sença de micronutrientes aparentemente não foi determinante de melhor comportamento, uma vez que o reator que não recebeu esta suplementação apresentou desempenho superior, principalmente para etilbenzeno e xilenos. Por outro lado, durante todo o período experimental (130 dias) o reator que foi suplementado com micronutrientes apresen-tou desempenho semelhante ao do reator controle, que não recebeu BTEX e tinha somente etanol co-mo fonte de carbono. Eficiência de remoção de DQO em torno de 80% foi observada em ambos os reatores, indicando que no reator suplementado com micronutrientes, a presença de BTEX não in-fluenciou negativamente na remoção de DQO. Des-ta forma, os resultados obtidos no presente trabalho

sugerem que a suplementação com micronutrientes pode ser mais indicada quando se objetiva remover matéria orgânica total, enquanto que para remoção de BTEX pode não ser necessária tal suplementa-ção. AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem a FACEPE e ao CNPq pelo auxílio financeiro e bolsa concedida ao primei-ro autor deste trabalho. REFERÊNCIAS COATES J. D., CHAKRABORTY R., McINERNEY M. J. Anae-

robic benzene biodegradation - a new era. Research in Microbiology. 153, 621–628, 2002.

CORSEUIL H. X., KAIPPER, B. I. A., Cosolvency effect in subsurface with petroleum hydroncarbons and etha-nol. Water Research. 38, 1449-1456, 2004.

CORSEUIL H. X., MARINS, M. D. Efeitos causados pela mis-tura de gasolina e álcool em contaminações de á-guas subterrâneas. Boletim Técnico Petrobrás, Rio de Janeiro. 41, 133-138, 1998.

DILALLO, R., ALBERTSON, O. E. Volatile acids by direct titration. Journal of Water Pollution Control Federa-tion. 33:4, 356-356, 1961.

FIELD, J. A., ALVAREZ, R. S., LETTINGA, G. Ensayos anaerobios. In: 4º Seminario de Depuracion Anaerobia de Aguas Residuals. Anais. Universidad de Valladolid. Spain, 1988.

FLORENCIO, M. L. The fate of methanol in anaerobic bioreac-tors. 137 p. Tese (Ph.D) - Wageningen Agricultural University - Wageningen, The Netherlands, 1994.

MADIGAN, M.T.; MARTINKO, J.M. Brock biology of microor-ganisms. 11th ed. United States of America. Pren-tice-Hall. 2006. 992 p.

MANCINI,S.A.; DEVINE, C,; ELSNER, M.; NANDI, M. E.; ULRICH, A. C.; EDWARDS, E.A.; LOLLAR, B. S. Iso-topic Evidence Suggests Different Initial Reaction Mechanisms for Anaerobic Benzene Biodegradation. Environmental Science & Technology. 42, 8290–8296, 2008.

NARDI I. R., RIBEIRO R., ZAIAT M., FORESTI E., Anaerobic packed-bed reactor for bioremediation of gasoline-contaminated aquifers. Process Biochemistry. 40, 587–592, 2005.


67

PAN L., ADAMS M., PAWLLSZYN J., Determination of Fatty Acids Using Solid-phase Microextraction. Analytical Chemistry. 67, 4396-4403, 1995.

RIBEIRO, R. Recuperação da qualidade de águas contamina-das por gasolina usando reator anaeróbio de leito fi-xo. Tese (Ph.D) - Escola de Engenharia de São Car-los, Universidade de São Paulo, São Carlos, SP, Brasil, 2005. 150 p.

SPEECE, R.E. Anaerobic biotecnology for industrial wastewa-ters. Vanderbilt University. Published by Archae Press. United States of America, 1996.

STANDARD METHODS FOR THE EXAMINATION OF WA-TER AND WASTEWATER, Amer. Public Health As-soc., Americ. Water Works Association, Water Pollu-tion Control Federation, Washington, D.C., ed. 19th, 1998.

UETA, J., PEREIRA, N. L., SHUHAMA, I. K., CERDEIRA, A. L. Biodegradação de herbicidas e biorremediação: Mi-crorganismos degradadores do herbicida atrazina (Herbicide biodegradation and bioremediation: De-grading microorganisms for the herbicide atrazin). http://www.biotecnologia.com.br/bio/10_i.htm. Aces-so em: 12 out. 2008.

DE SOUSA, J. T.; FORESTI E. Domestic sewage treatment in an upflow anaerobic sludge blanket - Sequencing batch reactor system. Water Science and Technolo-gy 33, 73-84, 1996.

Anaerobic Removal of BTEX Components From Water Contaminated by Gasoline ABSTRACT

In this work it was assessed the anaerobic biode-gradation of the components benzene, toluene, ethylbenzene and xylenes (BTEX) present in synthetic water, simulating groundwater contamination by gasoline containing 24% ethanol. The objective was focused on assessing the influ-ence of macro and micronutrients in the removal of BTEX. We used three reactors, RI, RII and RIII of 4 L each, with batch cycles of 48 hours, kept under constant stirring. The experiment was conducted in 4 phases, with a gradual increase in DQO (FI-1000 mg/L, FII-1000 mg/L, FIII-2000 mg/L and FIV-4000 mg/L). In the FI phase, the adaptation of the inoculum, all 3 reactors were fed with synthetic domestic sewage as substrate. In the FII, FIII, and FIV phases, RI (control) received an ethanol solution, macro and micronutrients; RII, synthetic water and ma-cronutrients; and RIII, synthetic water, macro and micro-nutrients. The micronutrients were instrumental in remov-ing the DQO. While at RII, only with macronutrients, there were obtained efficiencies for FII, FIII and FIV of 55%,

32% and 42% respectively, in RIII the corresponding efficiencies were higher, of 56%, 88% and 83%. In phase IV until the end of the experiment (130 days), the behavior of DQO removal in both reactors who received micronu-trients (RI, control with ethanol and RIII, with synthetic water) was very similar. This indicates that the presence of BTEX in RIII did not influence negatively in the DQO removal. However, concerning the removal of BTEX only, even though RII had not received the micronutrients, it displayed a better performance than RIII, especially for ethylbenzene and xylenes. Therefore, it is concluded that the choice for the introduction of micronutrients should be determined by which BTEX components are of most inter-est. In case the interest is in the removal of total organic matter (DQO), such introduction should be convenient. Keywords: groundwater, gasoline, BTEX, ethanol, DQO, anaerobic degradation.


69

Gestão dos Recursos Hídricos no Estado de Mato Grosso

Édna Cristina R. F. Alves; Alexandra Natalina de Oliveira Silvino; Nara Luisa Reis de Andrade; Alexandre Silveira

Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMT [email protected]; [email protected]; [email protected]


RESUMO

Este trabalho apresenta um cenário geral da gestão dos recursos hídricos no Estado de Mato Grosso. São abordados os aspectos relevantes aos recursos hídricos do Estado e os aspectos legais pertinentes ao assunto, registrando-se as mudanças institucionais ocorridas no âmbito do Órgão Estadual de Meio Ambiente do Estado. Aborda-se a estrutura organizacional da Política Estadual dos Recursos Hídricos e da atuação de seus componentes e atores. Apresenta-se ainda o estado da arte de cada um dos instrumentos de gerenciamento de recursos hídricos no Estado. Por fim, são apresentadas as perspectivas e recomendações para o avanço da gestão dos recursos hídricos no Estado. Palavras-Chave: gestão de recursos hídricos, instrumentos de gerenciamento de recursos hídricos,

INTRODUÇÃO

Recurso natural indispensável à vida, ao de-senvolvimento econômico e ao bem-estar, a água doce é um recurso cada vez mais escasso na nature-za, seja devido ao crescimento populacional, au-mento da demanda ou pela redução da oferta, es-pecialmente pela poluição dos mananciais e pelo seu uso indiscriminado. O uso racional da água é um dos maiores desafios para o desenvolvimento de um país, principalmente quando o aumento da demanda faz surgir conflitos entre usos e usuários da água, a qual passa a ser escassa e assim, precisa ser gerida como bem econômico, devendo ser atri-buído o justo valor (Setti, 2001).

Em relação aos recursos hídricos brasileiros, os problemas enfrentados oscilam do ponto de vista quantitativo (entre a escassez e a abundância) e qualitativo (a degradação crescente dos recursos hídricos destrói os habitats aquáticos e a diversida-de, além de comprometer a saúde humana). Diante desta crise, há uma busca por meios de como gerir melhor os recursos hídricos, ou seja, atentar para princípios e diretrizes salientados pela Política Na-cional dos Recursos Hídricos - PNRH, instituída por meio da Lei N. 9.433, de oito de janeiro de 1997, sobre Gerenciamento de Recursos Hídricos.

No Estado de Mato Grosso, os impactos produzidos pela rápida evolução do agronegócio, crescimento da população e ampliação das ativida-

des industriais, promoveu uma série de pressões relacionadas aos seus recursos hídricos, requerendo assim ações conjuntas do Estado e da sociedade, no uso sustentável dos recursos hídricos e seu gerenci-amento. Há de ressaltar que o Estado de Mato Gros-so registrou, nas últimas décadas, crescimento supe-rior (7%) à média nacional (2,5%), sendo a agrope-cuária a maior responsável pelo aumento do PIB estadual, ditando o modelo de desenvolvimento e ocupação, pautado em um modelo agroexportador e nas políticas agrícolas nacionais (IBGE, 2005). No Estado, a agropecuária é a maior usuária de água, apresentando um uso consuntivo de aproximada-mente 70%. Tal fato associado ao ritmo intenso de desmatamento da região de nascentes, atualmente substituídas por amplas áreas de monocultura, in-tercaladas pela pecuária extensiva, colaboram dire-tamente para sérios problemas como: degradação de bacias; o assoreamento dos leitos; redução da oferta de água em qualidade e quantidade; enri-quecimento das águas com nutrientes minerais e a contaminação por produtos químicos das águas superficiais e subterrâneas; aumento de conflito no uso de água para irrigação dentre outros.

Deste modo são observadas fragilidades quanto à gestão dos recursos hídricos do Estado de Mato Grosso, relacionadas principalmente à questão institucional e legal. O objetivo deste trabalho foi apresentar a situação atual da gestão dos recursos hídricos do Estado de Mato Grosso, visando à abor-dagem das principais questões do setor, o enrique-

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71

Quadro 1 - Divisão Hidrográfica do Estado de Mato Grosso em Macrobacias e suas respectivas vazões específicas médias.

Fonte: MMA/SRH (2007). Histórico Institucional do Órgão Estadual de Meio Ambiente

O Histórico Institucional do Órgão Estadual de Meio Ambiente divide-se em antes e após 1988, de acordo com a Tabela 1.

Superintendência de Recursos Hídricos de Mato Grosso

A Superintendência de Recursos Hídricos de Mato Grosso, conforme o art. 11 da Lei Com-plementar N. 214/2005 é a encarregada pelo geren-ciamento dos recursos hídricos mato-grossenses

Bacia UPG Área (km2)

Qméd (l/s/km2)

I- Amazônica: A I-1: Guaporé - Madeira I-1-1: Aripuanã A-2 39.630,23 19,74 I-1-2:Alto Guaporé A-15 38.880,42 7,64 I-1-3:Roosevelt A-1 47.359,08 19,74

I-2: Juruena I-2-1: Alto Juruena A-14 64.309,44 27,41 I-2-2: Baixo Juruena A-3 29.490,08 20,97 I-2-3:Arinos A-12 58.842,66 22,81 I-2-4:Sangue A-13 28.919,42 21,64

I-3: Teles Pires I-3-1: Alto A-11 34.408,90 28,14 I-3-2: Médio A-5 34.408,90 28,14 I-3-3: Baixo Teles P ires A-4 39.137,44 23,13 I-4: Xingu I-4-1: Alto Xingu A-9 44.754,27 27,90 I-4-2: Ronuro A-10 30.272,76 21,94 I-4-3: Suiá-Miçu A-8 31.117,62 22,99 I-4-4: Manissauá-Miçu A-6 33.047,29 23,16 I-4-5: Médio Xingu A-7 35.835,12 21,28

II – Tocantins-Araguaia:TA

II-1: Alto Rio das Mortes TA-4 29.749,24 19,46 II-2: Baixo Rio das Mortes TA-5 31.240,36 15,6 II-3: Alto Araguaia TA-3 23.331,53 17,86 II-4: Médio Araguaia TA-2 17.374,28 14,42 II-5: Baixo Araguaia TA-1 31.361,23 14,42

III– Paraguai: P III-1: Alto Paraguai III-1-1: Superior P-3 9.260,88 15,2 III-1-2: Médio P-2 23.404,20 14.07 III-1-3: Jauru P-1 15.356,73 8,19 III-2: Cuiabá III-2-1: Alto P-4 29.162,40 9,99 III-2-2: Pantanal P-7 53.945,92 13,46 III-3:São Lourenço P-5 24.864,71 15,22 III-4: Correntes/Taquari P-6 18.100,16 15,07 TOTAL 897.565,27


72

(Quadro 1), em que algumas de suas atribuições são: implementar a Política Estadual de Recursos Hídricos; exercer as atribuições de órgão gestor do Sistema Estadual de Recursos Hídricos; supervisio-nar, coordenar, controlar os planos, programas e projetos de recursos hídricos a serem implantados e executados pelo Estado; promover e acompanhar o monitoramento do uso das águas no Estado de Mato Grosso; elaborar a proposta do Plano Estadual de Recursos Hídricos; promover o enquadramento dos corpos hídricos estaduais em classes; promover o cadastramento dos usuários da água e auxiliar a criação e a manutenção de Comitês de Bacias Hi-drográfica.

Conforme MMA/SRH (2007) a Superin-tendência de Recursos Hídricos, atualmente, traba-lha com 20 funcionários para responder à todas as atribuições anteriormente mencionadas. Esta quan-tidade de recursos humanos é defasada frente à dimensão territorial (897.565,27km2) e das bacias hidrográficas que drenam o Estado. Tal fato é eluci-dado por meio da Quadro 1, em que se verifica determinadas regiões com potencialidades para conflitos pelo uso da água destas bacias. Portanto, detecta-se a necessidade de maior contingente hu-mano para cumprimento de todas as atribuições citadas da referida Secretaria, e em especial, a im-plementação dos instrumentos da gestão de recur-sos hídricos, visto que a conscientização para o ra-cionamento e uso adequado e sustentável do recur-so ainda não se faz presente na grande maioria dos usuários de água. Conselho Estadual de Recursos Hídricos de Mato Grosso

As funções normativas, deliberativas e con-sultivas pertinentes à formulação, implantação e acompanhamento da política de recursos hídricos do Estado cabem, conforme as disposições do art. 18 da Lei N. 6.945/97, ao Conselho Estadual de Recur-sos Hídricos de Mato Grosso - CEHIDRO, criado pelo Decreto N. 3.952, de 06 de março de 2002.

De acordo com o art. 1º do referido decre-to, o CEHIDRO é um órgão colegiado do Sistema Estadual de Recursos Hídricos de caráter consultivo, deliberativo e recursal. O art. 19 da referida lei, estabelece que o órgão tenha sua composição regu-lamentada, observando-se a similaridade entre os representantes do Poder Público e da Sociedade Civil, garantida a participação de representantes dos usuários.

O art. 5º do Regimento Interno do CEHI-DRO dispõe que o mesmo será presidido pelo Se-

cretário Especial de Meio Ambiente e composto por representantes de órgãos e entidades, conforme o Quadro 2.

Quadro 2 - Representantes do Conselho Estadual de Recursos Hídricos de Mato Grosso.

Representantes de Entidades Governamentais Fundação Estadual do Meio Ambiente: FEMA, atual Secretaria Estadual do Meio Ambiente: SEMA Secretaria de Estado de Infra-Estrutura: SINFRA Secretaria de Estado de Planejamento: SEPLAN Secretaria de Estado de Desenvolvimento Rural: SEDER Secretaria de Estado de Desenvolvimento de Turismo: SEDTUR Secretaria de Estado da Saúde: SES Secretaria de Estado de Indústria, Comércio, Minas e Energia: SICME Secretaria de Estado de Planejamento e Coordenação Geral: SEPLAN Instituto Brasileiro de Meio Ambiente e de Recursos Renováveis: IBAMA/SUPES/MT Universidade do Estado de Mato Grosso: UNEMAT Universidade Pública: Universidade Federal de Mato Grosso: UFMT Procuradoria Geral do Estado: PGE Representantes de Entidades Não Governamentais Associação Mato-grossense dos Municípios: AMM

Usuários de Recursos Hídri-cos

Instituição Pública de Abastecimento de Água e de Esgoto Sanitário: SA-NECAP Cooperativa Agrícola dos Irrigantes de Primavera do Leste: AGRIVERA Associações Ambientalistas, Turísticas e Empresariais de Cáceres: ASATEC Federação das Indústrias no Estado de Mato Grosso: FIEMT Associação dos Aquicultores de Mato Grosso: AQUAMAT Sindicato de Guia de Turismo: SING-TUR CEMAT

Organizações Civis (bacias hidrográficas)

Instituto Mato-grossense de Direito e Educação Ambiental: IMADEA Instituto de Defesa do Manso: Bacia Alto Paraguai Agência Protetora do Vale do Jurue-na: Bacia do Amazonas INSTITUTO CREATIO Cooperativa dos Pescadores e Artesãos de Pai André e Bom Sucesso: COO-RIMBATÁ Rede Araguaia de Organizações Eco-


73

Culturais: RAEONG’S Fórum Estadual de Turismo Associação Indígena Halitinã ECOTRÓPICA

Instituição de Pesquisa em Recursos Hídri-cos

Centro de Pesquisa do Pantanal: CPP Instituto Pantanal Amazônia de Con-servação: IPAC Associação Regional de Pesquisa Cien-tífica e Ambiental: ARPCA

Membros Con-vidados

Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental: ABES Associação Brasileira de Águas Subter-râneas: ABAS

Tabela 2 - Resoluções do Conselho Estadual de Recursos

Hídricos — MT.

RESOLUÇÃO ASSUNTO 2003

N. 001, de 14/07

Aprova o Regimento Interno do Comitê das Sub-Bacias Hidrográ-ficas dos Ribeirões do Sapé e Várzea Grande-COVAPÉ.

2006

N. 004, de 31/05

Institui critérios gerais na forma-ção e funcionamento de Comitês de Bacias Hidrográficas no Esta-do de Mato Grosso.

N. 005, de 18/08

Instituiu a Divisão Hidrográfica do Estado de Mato Grosso.

2007

N. 01, de 29/03

Institui a Câmara Técnica de Acompanhamento do Plano Estadual de Recursos Hídricos.

N. 012, de 06/06

Estabelece os critérios técnicos a serem aplicados nas análises dos pedidos de outorga para capta-ção de águas superficiais de do-mínio do Estado do Mato Grosso

2008 N. 016, de 13/03

Institui a Rede Hidrológica Bási-ca no Estado de Mato Grosso

As competências do CEHIDRO foram insti-

tuídas pelo art. 1° do Decreto N. 3.952/2002, sendo algumas delas: exercer funções normativas, delibe-rativas e consultivas pertinentes à formulação im-plantação e acompanhamento da política de recur-sos hídricos do Estado; apreciar o Plano Estadual de

Recursos Hídricos apresentado pelo Órgão Coorde-nador/ Gestor, ouvido previamente os Comitês Estaduais de Bacias Hidrográficas; deliberar sobre os critérios e normas para outorga, dentre outros. As-sim sendo, para que a gestão de recursos hídricos de Mato Grosso se consolidasse de forma abrangente a todo o Estado, o CEHIDRO estabeleceu uma base organizacional que contemplasse as bacias hidrográ-ficas como unidade de planejamento e gerencia-mento do Sistema Estadual de Recursos Hídricos. Desta forma, o CEHIDRO aprovou no uso de suas atribuições legais, no dia 18 de agosto de 2006, a Resolução N. 005 que estabelece a divisão do terri-tório mato-grossense em 27 Unidades de Planeja-mento e Gerenciamento — UPGs.

A Tabela 2 retrata algumas Resoluções bai-xadas pelo CEHIDRO, fornecendo um indicativo de sua atuação. Lei 6.945, de cinco de novembro de 1997

A lei que instituiu a Política Estadual de Recursos Hídricos de Mato Grosso - PERH é a Lei N. 6.945, de 05/11/97. Esta Lei é muito similar à Lei Federal N. 9.433/97, contudo, a disposição de seus capítulos difere em alguns pontos da Lei Fede-ral. Enquanto a Lei 9.433, em seu Capítulo I, Título I, discorre sobre os fundamentos da PNRH, a Lei 6.945/97 refere-se às funções da água, que são:

I. função natural, ao desempenhar os papéis de: manutenção do fluxo da água nas nas-centes e nos cursos d'água perenes; manu-tenção das características ambientais em á-reas de preservação natural; manutenção de estoques de fauna e flora dos ecossistemas dependentes do meio hídrico; manutenção do fluxo e da integridade das acumulações de águas subterrâneas; outros papéis natu-rais exercidos no ambiente da bacia hidro-gráfica onde não se faça sentir a ação an-trópica.

II. função social, quando seu uso garantir as condições mínimas de subsistência dentro dos padrões de qualidade de vida assegura-dos pelos princípios constitucionais, tais como: abastecimento humano; qualquer a-tividade produtiva com fins de subsistência, conceito a ser definido no regulamento des-ta lei para cada região hidrográfica do Esta-do.

III. função econômica, que se refere à todos os demais usos da água não explicitados acima.


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O Capítulo II, da Lei 6.945/97, apresenta sobre os princípios do setor, sendo neste capítulo ressaltados os usos múltiplos da água, a adoção da unidade hidrográfica, o valor econômico da água e que o abastecimento humano e a dessedentação de animais terão prioridade sobre todos os demais usos, assuntos tratados no Capítulo I, sobre os fun-damentos, na Lei 9.433.

A Lei 6.945/97 instituiu no art. 6º, como instrumentos da PERH: o Plano Estadual de Recur-sos Hídricos; o enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes da á-gua; a outorga dos direitos de uso de recursos hí-dricos; a cobrança pelo uso de recursos hídricos e o Sistema de Informações Sobre Recursos Hídricos, diferindo da Lei 9.433/97 em apenas um instru-mento a menos, a compensação a municípios, por esta Lei ser uma Lei Federal. O Capítulo IV, de am-bas as leis, versa sobre os instrumentos da Política de Recursos Hídricos, diferindo apenas nas disposições de seções e quantidades de artigos.

No Título II, de cada lei, é feito referência à composição do Sistema de Recursos Hídricos: Con-selhos, Órgão Coordenador/Gestor, Comitês de Bacia, Agências de Água e Associações de Usuários e Título III das Penalidades e Infrações.

A Lei 6.945 difere da Lei 9.433/97, em seu Título IV, que versa sobre o Fundo Estadual de Re-cursos Hídricos — FEHIDRO, e no Título VI que traz as disposições transitórias.

O FEHIDRO foi criado para dar suporte fi-nanceiro à PERH, e para tanto, o art, 30º da Lei 6.945 relata os recursos do FEHIDRO e os art. 31º a 33º sobre as aplicações dos mesmos.

Com o exposto anteriormente, observa-se que a Lei 6.945/97 está em consonância com a Lei Federal N. 9.433/97, e de acordo com a realidade dos recursos hídricos de Mato Grosso. Os Instrumentos de Gestão dos Recursos Hídricos de Mato Grosso O Plano Estadual de Recursos Hídricos

Citado pela Lei N. 6.954/97 como o primei-ro instrumento de gestão, o Plano Estadual de Re-cursos Hídricos de Mato Grosso — PERH/MT en-contra-se em fase de elaboração, sendo responsável por este processo a SEMA. No ano de 2007 foi de-senvolvida a primeira etapa da construção do Plano, a de diagnóstico e em 2008 está sendo desenvolvida a etapa propositiva do Plano, ou seja, fechamento dos relatórios e posterior encaminhamento ao Mi-

nistério Público, para aprovação juntamente com a SEMA.

O PERH/MT visa dar direção ao gerencia-mento dos recursos hídricos de Mato Grosso, visto que no Estado encontram-se três importantes baci-as hidrográficas: do Alto Paraguai, Araguai-a/Tocantins e Amazônica, e possui treze sistemas aqüíferos, com uma reserva permanente de 7.889,676.109m3 (MMA/SRH, 2007).

Conforme a Lei N. 6.945/97 observa-se que não foi citado como instrumento da Política de Recursos Hídricos o Plano de Bacia Hidrográfica, ficando a cargo do PERH todo o planejamento de gerenciamento dos recursos hídricos de Mato Gros-so. O Plano de Bacia Hidrográfica é de fundamental importância, visto que a bacia hidrográfica é a uni-dade de planejamento, e que através do plano pode-se: levantar diagnósticos da situação da bacia; fazer análises da situação e da ocupação do solo e da evo-lução das atividades produtivas; realizar um balanço das disponibilidades e demandas futuras para os recursos hídricos; e determinar as prioridades e diretrizes para a outorga e a cobrança pelo uso dos recursos hídricos, de forma bastante específica para determinada bacia, evitando assim, sua deteriora-ção em um esforço para melhorar ou solucionar os problemas existentes.

O PERH, de acordo com o art. 7° da Lei N. 6.945/97, tem que estar em conformidade com as diretrizes da Política Nacional e Estadual dos Recur-sos Hídricos e deve contemplar alguns aspectos tais como: objetivos e diretrizes devem visar ao aperfei-çoamento do sistema de planejamento estadual e inter-regional de recursos hídricos; instrumentos de gestão para a regulamentação da outorga, cobrança pelo uso da água e rateio dos custos das obras e aproveitamentos de recursos hídricos de interesse comum e/ou coletivo; programas de gestão de á-guas subterrâneas, compreendendo a pesquisa, o planejamento e o monitoramento; planos concer-nentes ao monitoramento climático, zoneamento das disponibilidades hídricas efetivas, usos prioritá-rios e avaliação de impactos ambientais causados por obras hídricas; campanhas educativas visando conscientizar a sociedade para a utilização racional dos recursos hídricos; dentre outros.

O art. 8° da Lei N. 6.945/97, faz menção que o PERH deve ser avaliado e julgado pelo CE-HIDRO e publicado através de decreto governa-mental. As suas atualizações, parciais ou totais, de-verão ser feitas sempre que a evolução das questões relativas ao uso dos recursos hídricos assim reco-mendar. Cita-se ainda, no § 2°, que as diretrizes e a previsão dos recursos financeiros para a elaboração


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e a implantação do PERH deverão constar nas leis concernentes ao plano plurianual, às diretrizes or-çamentárias e ao orçamento anual do Estado.

O processo de construção do PERH dividiu-se em três etapas, iniciando, em 2007, pelo diagnós-tico das condições atuais do Estado, com levanta-mento das informações econômicas, sociais, jurídi-co-institucionais, hidrológicas, hidrogeológicas e de qualidade de água, com foco na oferta e da deman-da, levantando áreas de conflito ou com tendência a criticidade. A segunda etapa consistiu no prognósti-co, em que foram construídos Cenários para um horizonte até 2027, tomando por base o Plano de Desenvolvimento do Estado “MT+20”. Estes Cená-rios de futuro objetivam visualizar e identificar in-certezas e ajudar na escolha do futuro desejado. A última etapa consistiu na proposição de programas e projetos a serem implementados pelo Estado e pela Sociedade, com base nas diretrizes e recomen-dações levantadas nas etapas anteriores, sendo que em Novembro/2008 foram produzidos os: a) Produ-to 3: RT 3 — Plano de Investimento, Monitoramento e Avaliação dos Recursos Hídricos no Estado de Mato Grosso; b) Produto 4: RT 4 — Consolidação dos Estudos Sobre Recursos Hídricos no Estado de Mato Grosso (SEMA, 2008). Atualmente, o PERH aguarda por aprovação do Governo do Estado. O Enquadramento dos Corpos de Água em Classes

A avaliação da qualidade da água é um pro-cesso global de verificação da natureza física, quími-ca e biológica da água, em relação à sua qualidade natural, efeitos das ações antrópica e dos usos espe-rados (MARQUES et al., 2002).

A Resolução N. 357, de 17 de março de 2005, do CONAMA, em seu art. 1°, dispõe sobre a classificação e diretrizes ambientais para o enqua-dramento dos corpos de água superficiais brasilei-ros, bem como sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes. Sendo assim, as águas são classificadas, de acordo com o art. 3° da referida resolução, em doces, salobras e salinas segundo a qualidade requerida para os seus usos preponderan-tes, em treze classes de qualidade. Destaca-se ainda que as águas de melhor qualidade podem ser apro-veitadas em uso menos exigente, desde que este não prejudique a qualidade da água, atendidos outros requisitos pertinentes.

Segundo o art. 42, da Resolução N. 357, en-quanto não aprovados os respectivos enquadramen-tos, as águas doces serão consideradas classe 2, até que seja realizado o seu enquadramento

O enquadramento dos recursos hídricos do Estado de Mato Grosso, até o momento, ainda não foi rea-lizado, portanto seus cursos d’água são considera-dos como de Classe 2. A Outorga de Recursos Hídricos

Outorga de direito de uso de recursos hí-dricos é o ato administrativo mediante o qual o po-der público outorgante faculta ao outorgado o uso do recurso hídrico por prazo determinado, nos termos e nas condições expressas no ato de outorga, prevista na Lei N. 9.433/97 como um dos instru-mentos da PNRH, com o objetivo de assegurar o controle quantitativo e qualitativo da água e o efeti-vo exercício dos direitos de acesso a este bem.

O art.10º da Lei N. 9.645/97 dispõe que a implantação, ampliação e alteração de projeto de qualquer empreendimento que demande a utiliza-ção de recursos hídricos de domínio do Estado, a execução de obras e/ou serviços que alterem o re-gime, quantidade ou qualidade dos mesmos, de-penderão de prévio cadastramento e outorga pela Fundação Estadual do Meio Ambiente-FEMA, atual SEMA. Desta forma, em três de maio de 2006, a Portaria N. 39, da SEMA, instituiu o Cadastro de Usuários de Água do Estado de Mato Grosso.

No Estado de Mato Grosso, o instrumento de gestão de recursos hídricos "Outorga de Direitos de Uso da Água" está em fase inicial no Estado. Para tanto, foi publicado no DOE do dia 06/06/07 o Decreto N. 336 que regulamenta a outorga de direi-tos de uso dos recursos hídricos. A Resolução N. 12, do CEHIDRO, de 06 de junho de 2007 estabelece critérios técnicos para outorga de captações de á-guas superficiais de domínio do Estado e a Instrução Normativa N. 08, da SEMA, de 15 de maio de 2008, dispõe sobre os procedimentos a serem adotados para os processos de outorga de uso de recursos hídricos de águas de domínio do Estado do Mato Grosso.

Em 29 de outubro e 06 de novembro de 2007, foram publicados no Diário Oficial Estadual — DOE, os nomes dos usuários que requereram a Ou-torga de Direito de Uso de Recursos Hídricos junto à SEMA, conforme o Quadro 3, e em abril, junho, julho e outubro de 2008 novos usuários de Recursos Hídricos, num total de dezenove, requereram, junto à SEMA, a Outorga de Direito de Uso de Recursos Hídricos.

Em cinco de novembro de 2007, foi emitida a primeira outorga do Estado, para uso da água, para a empresa SANEAR — Serviço de Saneamento Ambiental de Rondonópolis. A empresa obteve o


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Quadro 3 - Usuários de Recursos Hídricos de Mato Grosso que requereram a Outorga de Direito de Uso de Recursos Hídricos junto à SEMA/MT, em 2007.

* BH: Bacia Hidrográfica; ** SANEAR: Serviço de Saneamento Ambiental de Rondonópolis; *** ANEEL: Agência Nacional de Energia

Elétrica. direito de uso dos recursos hídricos para captação de água no rio Vermelho, com a finalidade de abas-tecimento da cidade, cuja vazão média diária de captação é de 1.620m³/h (0,450 m³/s), operando 24 h/dia, durante todos os dias do ano, perfazendo um volume máximo anual de 14.191.200,00m³, confor-me a Portaria N. 148, de 05 de novembro de 2007, da SEMA.

A Portaria N 121, de 15 de outubro de 2007, da SEMA, definiu que a Unidade de Planeja-mento e Gerenciamento Hídrico do Rio São Lou-renço (UPG P — 5), onde está a SANEAR, é a bacia prioritária para o início das emissões de outorga de captação direta em manancial superficial.

A Portaria N. 120, de 15 de outubro de 2007, da SEMA, define as taxas administrativas para emissão de outorgas de direito de uso de recursos

hídricos de domínio do Estado,tais taxas são refe-rentes aos custos de Análise e de Publicação da Ou-torga de captação direta em manancial superficial.

Os procedimentos referentes à emissão de Declaração de Reserva de Disponibilidade Hídrica (DRDH) e de outorga de direito de uso de recursos hídricos, para uso de potencial de energia hidráuli-ca inferior e superior a 1MW, em corpo de água de domínio do Estado são tratados na Portaria 122, de 15 de outubro de 2007, da SEMA. O art. 1º difine que para licitar a concessão ou autorizar o uso do potencial de energia hidráulica em corpo de água de domínio do Estado, a Agência Nacional de Ener-gia Elétrica - ANEEL deverá promover, junto à SE-MA, a prévia obtenção da DRDH e que, conforme o art. 3º, não serão cobradas taxas, exceto quando o empreendedor fizer solicitação da conversão da

Outubro Usuário Município Rio/Córrego/

RibeirãoSub-bacia BH* Finalidade Vazão

(m3) SANEAR **

Rondonópolis R. Vermelho São

Lourenço Paraguai Saneamento 0,45

ANEEL*** PCH

Esperança

Comodoro R. Piolhinho Guaporé Amazônica Geração de Energia

Turbinada Total 3,65

ANEEL PCH

Maracanã

Nova Marilândia

C. Maracanã Sepotuba Paraná Geração de Energia


ANEEL PCH Cabeça

de Boi

Alta Floresta, Juara e

Tabaporã

R. Apiacás Teles Pires

Amazônica Geração de Energia

Turbinada Total

133,72 ANEEL PCH da Fazenda

Alta Floresta, Juara e

Tabaporã

R. Apiacás Teles Pires

Amazônica Geração de Energia

Turbinada Total

131,62 ANEEL

PCH João Basso

Rondonópolis Ribeirão Ponte de

Pedra

Vermelho Paraguai Geração de Energia


NovembroANEEL

PCH Comodoro

Comodoro e Campos de

Júlio

R. Juína, afluente do R.

Juruena

Tapajós Amazônica Geração de Energia


ANEEL PCH

Presente de Deus

Comodoro e Campos de

Júlio

R. Juína, afluente do R.

Juruena

Tapajós Amazônica Geração de Energia


ANEEL PCH

Figueirópolis

Figueirópolis D’Oeste e Indiavaí

R. Jauru, Paraguai Paraná Geração de Energia

Turbinada Total

148,10


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DRDH em Outorga de Direito de Uso da Água. O art. 4º menciona que para avaliação da emissão da DRDH, a SEMA considerará: os usos, atual e plane-jado, dos recursos hídricos na bacia hidrográfica, cujo impacto se dá predominantemente na escala da bacia; e o potencial benefício do empreendimento hidrelétrico, cujo impacto se dá preponderante-mente na escala nacional. O art. 5º enfatiza que a DRDH não confere direito de uso de recursos hídri-cos e se destina, unicamente, a reservar a quantida-de de água necessária à viabilidade do empreendi-mento hidrelétrico, sendo esta concedida pelo pra-zo de até três anos, podendo ser renovada por igual período, a critério da SEMA. A Portaria N. 123, de 15 de outubro de 2007, assim como a Portaria N. 113, de 03 de setembro de 2008, da SEMA, definem os roteiros para solicitação de outorgas de captação superficial em recursos hídricos de domínio do Estado de Mato Grosso. Os roteiros de solicitação foram divididos conforme os seguintes objetivos: converter a DRDH em outorga de direito de uso da água; expedir ato administrativo que faculta ao ou-torgado o direito de uso de recurso hídrico, por prazo determinado, com termos e condições expres-sas no respectivo ato; alterar a vazão ou outro item da outorga de direito uso de recursos hídricos; re-novar a outorga de direito de recursos hídricos; transferir a outorga de direito de recursos hídricos; cadastrar os usuários que declaram uso insignifican-te de água.

Em 15 de maio de 2008, foi publicada a Ins-trução Normativa N. 08, da SEMA, que dispõe so-bre os procedimentos a serem adotados para os processos de outorga de uso de recursos hídricos de águas de domínio do Estado do Mato Grosso. O art. 7º ressalta que ao analisar os pedidos de outorga de uso de recursos hídricos, a SEMA deverá observar: a disponibilidade hídrica para atendimento à solicita-ção; o uso racional da água pelo empreendimento. Em Parágrafo Único é destacado que a avaliação quanto ao uso racional da água deverá considerar a compatibilidade entre a demanda hídrica e as fina-lidades pretendidas e o art. 8º menciona que o re-querimento para renovação de outorga de direitos de uso de recursos hídricos deverá ser encaminhado a SEMA no prazo mínimo de noventa dias anterio-res à data de expiração da vigência da autorização. O art. 12 cita que a SEMA manterá cadastro dos usuários de recursos hídricos contendo, para cada corpo de água, no mínimo: registro das outorgas emitidas e dos usos que independem de outorga; vazão máxima instantânea e volume diário outorga-do no corpo de água e em todos os corpos de água localizados a montante e a jusante. Em Parágrafo

Único é elucidado que a cada emissão de nova ou-torga a autoridade outorgante fará o registro do aumento da vazão e do volume outorgados no res-pectivo corpo de água. O art. 13 refere que para os empreendimentos usuários de água, a outorga pre-ventiva, quando for o caso, ou a outorga de direito de uso de recursos hídricos deverá ser apresentada para a obtenção da Licença Prévia — LP. O art. 14 relata que a SEMA poderá definir bacias e setores prioritários para a emissão da outorga preventiva e/ou outorga de direito de uso de recursos hídricos e que a definição de bacias prioritárias não impede que a SEMA solicite a outorga para empreendimen-tos localizados nas demais bacias do Estado. Cobrança pelo Uso dos Recursos Hídricos

O art. 13 da Lei Estadual 6.945/97 refere-se à cobrança pelo uso da água como um instrumento gerencial que tem por objetivos: conferir racionali-dade econômica ao uso da água, dando ao usuário uma indicação de seu real valor; disciplinar a locali-zação dos usuários, buscando a conservação dos recursos hídricos de acordo com sua classe de uso preponderante; incentivar a melhoria dos níveis de qualidade dos efluentes lançados nos mananciais e promover a melhoria do gerenciamento das áreas onde foram arrecadados os recursos.

No Estado de Mato Grosso, até o presente momento não há cobrança pelo uso dos recursos hídricos. Para que ocorra a implementação de co-brança, é crucial que os demais instrumentos, ca-dastro de usuários, sistema de informações, outorga e enquadramento, estejam implantados e em fun-cionamento. Comitê de Bacia Hidrográfica

O art. 17 da Lei N. 6.945/1997, indica os componentes do Sistema de Gerenciamento: o Con-selho Estadual de Recursos Hídricos - CEHIDRO; os Comitês Estaduais de Bacias Hidrográficas; o Órgão Coordenador Gestor, no caso a Superintendência de Recursos Hídricos/SEMA.

Apreciados pelas Leis Federal e Estadual, os Comitês de Bacia Hidrográfica são uma nova reali-dade institucional brasileira, permitindo a participa-ção dos usuários, da sociedade civil organizada e de representantes de governos municipais, estaduais e federal, para discutir a problemática referente aos recursos hídricos e a busca de soluções. São órgãos parlamentares vinculados ao Poder Público e su-bordinados aos respectivos Conselhos de Recursos Hídricos, portanto a instância mais importante de


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participação e integração do planejamento e gestão da água. A Lei 9.433/97 determina que a área de atuação dos comitês é a bacia hidrográfica, podendo abranger sua totalidade, sub-bacia de tributário ou grupo de bacias ou sub-bacias hidrográficas contí-nuas. Há de ressaltar que como órgãos, os comitês não possuem personalidade jurídica, contudo, sua atuação decorre de lei, e devido à sua natureza de ente integrante da Administração (órgãos de Esta-do) e seu funcionamento. No Estado de Mato Gros-so, a PERH não concedeu aos comitês de bacia hi-drográfica competências deliberativas. Para reverter essa situação, o CEHIDRO, através da Resolução N. 04, de 31/05/06, instituiu normas e critérios para o estabelecimento dos Comitês de Recursos Hídricos no Estado do Mato Grosso, determinando as com-petências deliberativas para os comitês.

Tabela 3 - Municípios de Demanda para instituição de Comitê de Bacia Hidrográfica em Mato Grosso.

Município de Demanda Bacia e Sub-bacia

Hidrográficas Barra do Garças Rio Garças Campo Verde Nascente do Rio das Mortes

Campos de Julio Rio Juína e Formiga Cuiabá Rio Coxipó Cuiabá Rio Cuiabá

D. Aquino e Rondonó-polis

Rio São Lourenço

Juína Rio Perdido Marcelândia Rio Manissaua-Miçu (Mani-

to) Sorriso Rio Ten. Lira / Celeste

Tangará da Serra Rio Sepotuba Fonte: GFAC (2008).

As competências dos comitês são: promover os estudos e a discussão dos planos que poderão ser executados na área da bacia, oferecendo-os como sugestão a Secretaria Estadual do Meio Ambiente; promover ações de entendimento, cooperação, fiscalização e eventual conciliação entre usuários competidores pelo uso da água da bacia; propor à SEMA ações imediatas quando ocorrerem, situações críticas; elaborar seu regimento interno e submetê-lo a aprovação do CEHIDRO; articular-se com comi-tês de bacias próximas para solução de problemas relativos a águas subterrâneas de formações hidro-geológicas comuns a essas bacias; contribuir com sugestões e alternativas para a aplicação da parcela regional dos recursos arrecadados pelo Fundo Esta-

dual de Recursos Hídricos na região hidrográfica; sugerir critérios de utilização da água e contribuir na definição dos objetivos de qualidade pare os corpos de água da região hidrográfica; examinar o relatório técnico anual sobre a situação dos recursos hídricos na região hidrográfica e exercer as atribui-ções que lhes forem delegadas pela SEMA.

De acordo com a Gerência de Fomento e Apoio a Comitê de Bacia Hidrográfica — GFAC - a Superintendência de Recursos Hídricos de Mato Grosso recebeu, no ano de 2008, 10 pedidos de criação de comitês de bacia hidrográfica (Tabela 3), que estão sendo analisados para a viabilidade de instituição.

Sistema Estadual de InformaçõesCadastro de Usuários

Monitoramento Quali‐quantitativo

Plano de Bacia

FEHIDRO

Comitê de Bacia

Política Estadual de Recursos Hídricos – PERHLei Estadual N. 6.945

Outorga

Enquadramento Cobrança

Investimentos na bacia

Planos de Intervenções

Qualidade

Diretrizes

Recursos

Prioridades

Figura 2 - Interdependência complementar dos instru-mentos de gestão de recursos hídricos.

Comitê das Sub-Bacias Hidrográficas dos Ribeirões do Sapé e Várzea Grande — COVAPÉ

Criado pelo Decreto N. 009/2004 do CE-HIDRO, o Comitê das Sub-Bacias Hidrográficas dos Ribeirões do Sapé e Várzea Grande — COVAPÉ, é o único comitê instituído no Estado de Mato Grosso. Estes corpos d’água são afluentes da sub-bacia do Rio das Mortes, por sua vez componente da Bacia Hidrográfica Araguaia / Tocantins. O COVAPÉ localiza-se em Primavera do Leste, local onde exis-tem 120 pivôs instalados, e que o uso excessivo e indiscriminado da água por irrigantes, levou à escas-sez do recurso e à necessidade de negociação entre os usuários, para viabilizar suas atividades. A área total irrigada, no Alto Rio das Mortes é de 7.129,47ha e o volume de água utilizado nesta ativi-


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dade é de 201.427,40 m3/dia. O COVAPÉ tem a função de gerenciar o uso das águas para que seja feito de forma racional, de acordo com a lei, preser-vando os cursos d´água. A atenção é voltada princi-palmente para o meio rural, visando ao ordenamen-to da agricultura irrigada.

Vale ressaltar que os instrumentos de gestão de recursos hídricos são fortemente interdepen-dentes e complementares (Figura 2) e a implemen-tação dos mesmos requer, antes de mais nada, orga-nização social e isto depende de participação e acei-tação efetiva de todos os atores envolvidos, além de capacitação técnica, política e institucional. CONCLUSÕES O Estado de Mato Grosso encontra-se em um estágio de desenvolvimento dos instrumentos de gerenciamento de recursos hídricos, necessitando ainda reforçar e avançar na estrutura institucional existente. A sub-bacia do Rio das Mortes, em especi-al as Sub-Bacias Hidrográficas dos Ribeirões do Sapé e Várzea Grande, em Primavera do Leste e a Unidade de Planejamento e Gerenciamento Hídri-co do Rio São Lourenço (UPG P — 5), onde foi insti-tuída a primeira outorga do Estado são as regiões que se encontram em estágio mais avançado no gerenciamento dos recursos hídricos no âmbito do Estado, destacando-se entre as demais, devido aos conflitos, pelo uso da água, ali existentes.

Constata-se a importância da fiscalização do uso dos recursos hídricos, cujas ações refletem dire-tamente na eficiência do setor de outorga. É neces-sário intensificar e ampliar a área de atuação da fiscalização. A consolidação da gestão de recursos hídricos deverá ir além dos aspectos hídricos, per-passando pelo desenvolvimento urbano, pela saúde, pela agricultura, pela educação ambiental e outras mais, objetivando o crescimento sustentável.

As áreas de planejamento do governo do Es-tado de Mato Grosso deverão ser as bacias hidrográ-ficas, logo o colegiado deverá deliberar e acompa-nhar o resultado das ações de governo e da iniciati-va privada na área da bacia hidrográfica correspon-dente. Isto destacará as ações relativas às políticas de saneamento, abastecimento de água e implantação de industrias/empresas, pensando na lógica setorial (usuários), contudo subordinada à uma lógica glo-bal de gerenciamento.

A Educação Ambiental faz-se necessária em todo o Estado, visando uso racional dos recursos hídricos, à educação técnica de usuários de água e

sociedade civil e assim à criação de Comitês de Baci-a, onde se fizerem necessários. AGRADECIMENTOS

Ao Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, ao Programa de Pós Graduação em Física Ambiental, à Universidade Federal de Mato Grosso — UFMT, pelo apoio logístico, ao CNPq - Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico e à Capes- Coordenação de Aperfeiço-amento de Pessoal de Nível Superior e, pelo apoio financeiro. REFERÊNCIAS ANA –Agência Nacional de Águas. Plano Estratégico do

Tocantins-Araguaia. 2005b. ______. Agência Nacional de Águas. Geo Brasil: Recursos

Hídricos. 2007. BRASIL. Lei n. 9.433, de 8 de janeiro de 1997. Institui a Políti-

ca Nacional de Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos.

IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Estima-tiva da População Residente de Mato Grosso. Rio de Janeiro. 2005.

MARQUES, D. M. et al. Consolidação e Homogeneização de procedimentos para monitoramento eavalia-ção da qualidade da água: procedimentos vigentes na FEMA/MT: procedimentos básicos para monito-ramento e avaliação da qualidade de água. Cuiabá: Fundação Estadual do Meio Ambiente, 2002. 68p.

MATO GROSSO. Lei n. 6.945, de 5 de novembro de 1997. Institui a Política Estadual de Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Re-cursos Hídricos.

MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE – MMA/SECRETARIA DE RECURSOS HÍDRICOS E AMBIENTE URBANO. Diagnóstico hidrológico do Estado de Mato Grosso. Brasília, 2007. 59p.

_____. Diagnóstico da qualidade dos recursos hídricos do Estado de Mato Grosso. Brasília, 2007. 94p.

SEMA- Secretaria Estadual de Meio Ambiente/MT. Sistema Integrado de Monitoramento e Licenciamento Ambiental. Disponível em http://monitoramento. sema.mt.gov.br/simlam/. Acessado em 23/03/2008.

SETTI, A. A.; LIMA, J. E. F. W.; CHAVES, A. G. DE M.; PE-REIRA, I. DE C. Introdução ao Gerenciamento de


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Recursos Hídricos. Brasília: Agência Nacional de Energia Elétrica e Agência Nacional de Águas, 2001. 326 p.

Water Resources Management in the Mato Grosso State ABSTRACT

This work presents a holistic view of the scenario of water resources management in the Mato Grosso State. Relevant aspects to the water resources of the State and the legal aspects of the subject are approached, registering the institutional changes that occurred on the State's Envi-ronmental Agency. The organizational structure of the State's Water Resources Policy and the performance of its components and actors are also approached. It is presented as well the state of the art of each one of the managerial instruments of the State's water resources. Finally, the perspectives and recommendations for the advancement of the management of water resources of the state are pre-sented. Keywords: water resources management, water resources managerial instruments.


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Águas Subterrâneas na Zona Costeira da Planície do Recife (PE): Evolução da Salinização e Perspectivas de Gerenciamento

Suzana Maria Gico Lima Montenegro, Jaime Joaquim da Silva Pereira Cabral,

Anderson Luiz Ribeiro de Paiva Departamento de Engenharia Civil / UFPE

[email protected], [email protected], [email protected]

Abelardo Antônio de Assunção Montenegro Departamento de Tecnologia Rural / UFRPE

[email protected]

José Geilson Alves Demetrio Departamento de Geologia / UFPE

[email protected]

Giancarlo Lins Cavalcanti Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA)

[email protected]


RESUMO

A explotação excessiva de aquíferos costeiros, em desequilíbrio com o processo de recarga, coloca o sistema sob risco de salinização por intrusão marinha. O fenômeno provoca a degradação do aquífero, tornando suas águas impróprias para diversos usos, incluindo o consumo humano. O sistema aquífero da Planície do Recife (PE) é composto por dois aquíferos profundos, Cabo e Beberibe, de características semi-confinadas, recobertos por um aquífero freático, o Boa Viagem. Em condi-ções de superexplotação, os aquíferos costeiros da Planície do Recife apresentam-se vulneráveis à degradação por salinização, por diferentes causas. Vários poços nessa região vêm apresentando crescente teor de sais ao longo dos anos, e em alguns casos são desativados, em outros simplesmente abandonados, aumentando o risco de contaminação. No aquífero Cabo, na Zona Sul, o mais explorado, uma das possíveis causas apontadas para a salinização é a intrusão marinha. A salinização também pode ser provocada por conexão, através de poços, com o aquífero superior contaminado por disposição de esgotos, presença de mangues e ligação com estuários de rios. O fluxo vertical através da camada semipermeável que interliga os dois aquíferos também é outra causa provável da salinização do Aquífero Cabo. Seja por conexão com o aquífero superior salinizado, ou por intrusão marinha, a condição de super-explotação do sistema tem influência decisiva no incremento dos teores de salini-dade das águas subterrâneas na Planície do Recife. Esse trabalho apresenta uma análise da evolução da salinidade em poços de região com elevada ocupação, alta densidade de poços e explotação intensa, onde vêm sendo observados rebaixamen-tos excessivos e salinização de diversos poços. O monitoramento foi iniciado em 1999 nos aquíferos Cabo e Boa Viagem. Perspectivas de gerenciamento também são discutidas. Palavras-chave: Aquífero costeiro, intrusão marinha, monitoramento hidroquímico.

INTRODUÇÃO

A questão da intrusão marinha em aquíferos costeiros afeta grande parte das cidades litorâneas do mundo que utilizam água subterrânea para abas-tecimento. Este assunto vem sendo objeto de pes-quisas por muitas décadas em diversos países (e.g.

Reilly e Goodman, 1985; Diamantino, 1996; Bear et al., 1999; Lhamas e Custodio, 2003; Manzano et al., 2005; Prietro et al., 2006). No Brasil, a intrusão também vem sendo estudada nas últimas décadas (e.g. França et al., 1987; Cabral et al., 1992; Costa Filho et al., 1998; Nobre e Nobre, 2001; Canales et al., 2003; Silva Jr. e Pizani, 2003). As principais a-bordagens utilizadas nos estudos da interação água


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doce - água salgada ou aquífero-oceano, com parti-cipação de pesquisadores de diversas áreas do co-nhecimento podem ser enquadradas em três catego-rias (Langevin et al., 2007). As abordagens são base-adas em medições físicas, análises químicas e mode-lagem matemática. Recentemente, o assunto tam-bém vem sendo estudado em redes de cooperação internacional, a exemplo do projeto integrando países da Europa (SALTRANS, 2004) e países ibero-americanos (e.g. Bocanegra et al., 2007a), que res-saltam a importância do intercâmbio científico para avanço do conhecimento e estabelecimento de es-tratégias de conservação de aquíferos costeiros sob risco de intrusão marinha.

Com uma demanda de cerca de 14 m³/s, a Região Metropolitana do Recife (RMR) composta por 14 municípios e uma população de mais de 3 milhões de habitantes tem enfrentado sérios pro-blemas com o déficit do abastecimento público. A água subterrânea vem participando do abastecimen-to na RMR há bastante tempo. Na década de 70 tem-se registro de diversos poços perfurados pela COM-PESA (Companhia Pernambucana de Saneamento) e pelo DNPM (Departamento Nacional de Produção Mineral), dentre outros, para fins de abastecimento. Com o processo de urbanização, cresceu o número de poços privados em condomínios e estabelecimen-tos comerciais, como fonte suplementar ao abaste-cimento, oriundo principalmente de fontes superfi-ciais. Uma crise no abastecimento de água da RMR nos anos de 1998 e 1999, devida a precipitações abaixo da média, levou os mananciais de superfície a níveis próximos ao colapso. Este fato implicou em forte racionamento. Em busca de meios mais confiá-veis de abastecimento, a perfuração de poços cres-ceu bastante por possibilitar maior regularidade de vazões, entre outras vantagens.

Na Região Metropolitana do Recife, a salini-zação da água subterrânea vem sendo motivo de preocupação desde a década de setenta. A saliniza-ção de alguns poços tem ocorrido nos últimos anos. Vários estudos vêm sendo feitos para entender o processo de salinização. Em particular, diversos po-ços vêm apresentando teores crescentes de sais na Planície do Recife, inserida na RMR e entrecortada por diversos rios, riachos, canais e mangues. Na Planície do Recife, as possíveis causas que vêm sen-do apontadas para a salinização são a intrusão mari-nha, a drenança proveniente de camadas superiores salinizadas pela presença de mangues e conexão com estuários e a passagem de água salinizada dessas camadas superiores através de descontinuidade das camadas impermeáveis intermediárias ou através do espaço anelar de poços mal construídos ou abando-

nados, além de porções dos aquíferos com águas antigas salinizadas, os chamados paleomangues.

O presente artigo analisa a salinidade do aquífero Cabo, manancial muito importante para abastecimento de condomínios residenciais, hotéis, colégios, estabelecimentos comerciais e empresariais na parte sul da Planície do Recife e alguns poços no aquífero Boa Viagem, na mesma região. CARACTERIZAÇÃO DA REGIÃO E ESTUDOS ANTERIORES Generalidades

A RMR formada por Recife e mais 13 cida-des possui uma população de 3,5 milhões de habi-tantes. Para Recife, a capital do Estado de Pernam-buco, o IBGE (2009) estima a população residente em 2007 em 1.533.580 habitantes. Recife é construí-da sobre uma planície, com nível médio acima do nível do mar de cerca de 2,0m, e é circundada por elevações topográficas. A Planície do Recife ocupa uma área de cerca de 112 km2 e corresponde a uma planície de formação geológica fluvio-marinha, situ-ada nos limites geográficos de ocorrência das bacias sedimentares do Cabo e Pernambuco- Paraíba.

A precipitação média anual em Recife é de 2.458 mm, sendo junho o mês com maior concen-tração de chuvas com média de 389,6 mm, e no-vembro o mês mais seco, com uma média de 47,8 mm. A temperatura média anual é de 25,5°C. Geologia e hidrogeologia

A geologia da RMR é composta por duas grandes unidades geotectônicas: a) Embasamento Cristalino e b) Cobertura Fanerozóica. O embasa-mento cristalino compreende rochas graníticas, migmatíticas e gnáissicas, pertencentes ao Maciço Pernambuco-Alagoas e afloram na porção ocidental da RMR. A cobertura fanerozóica inclui sedimentos cretácicos das Bacias Pernambuco e Paraíba (Lima Filho, 1999), sedimentos terciários da Formação Barreiras e sedimentos quaternários da Planície do Recife.

Os sedimentos cretácicos das Bacias Per-nambuco e Paraíba ocorrem, respectivamente, a sul e a norte da Cidade do Recife, delimitados pelo lineamento Pernambuco.

Os aquíferos da RMR são classificados de acordo com domínios geomorfológicos (Costa et al., 1998) em:


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• Domínio das Chãs do Embasamento Crista-lino (Aquífero Fissural)

• Domínio dos Tabuleiros Norte (Aquíferos Intersticiais)

• Domínio da Planície do Recife (Aquíferos Intersticiais).

Na Planície do Recife, encontram-se os a-

quíferos Cabo, Beberibe e Boa Viagem. O aquífero Cabo é constituído por arenitos, siltitos e argilitos, apresentando espessura média de 100 metros. O aquífero Beberibe, dominante ao norte do linea-mento Pernambuco, possui espessura média de 100 metros, sendo constituído por arenitos com interca-lações de siltitos e argilitos. O aquífero Boa Viagem, com espessura média de 40 metros, recobre os se-dimentos dos aquíferos Beberibe e Cabo, sendo composto por areias, siltes e argilas.

O aquífero Boa Viagem, freático, é facil-mente explotável e desempenha papel fundamental de recarga. Os sedimentos da Formação Beberibe constituem o aquífero mais explotado nesse domí-nio em termos de volumes extraídos (Costa et al., 1998). O aquífero Cabo, de natureza semiconfinada, possui o maior número de poços em explotação e é uma importante fonte de abastecimento d’água da RMR, concentrando poços privados perfurados por condomínios, estabelecimentos comerciais de diver-sos portes e hospitais, ao sul da Planície do Recife. As características desses aquíferos são resumidas na Tabela 1. O aquífero Cabo é o objeto principal dessa investigação, mas a análise também inclui o aquífero Boa Viagem, por estar conectado ao primeiro.

Tabela 1 - Principais características dos aqüíferos estudados (Costa et al., 1998).

Parâmetros Características

Boa Viagem Cabo Condutividade

hidráulica Baixa a elevada

Média a baixa

Transmissividade Baixa a média

Regular

Coef. de armaz. ou porosidade eficaz

Baixa a elevada

Regular

Vazões Média a elevada

(17 m³/h)

Inferiores a 10 m³/h

Vazões específicas Elevada (4,5 m³/h/m em

média)

Baixas (<1 m³/h/m)

Vale destacar que estudo recente (Costa, 2007) questiona essa descrição hidrogeológica e destaca que ao contrário do que se vem adotando, a formação geológica que domina na profundidade onde vem sendo perfurados poços na região dos bairros Pina, de Brasília Teimosa e norte de Boa Viagem corresponde à formação Beberibe, da bacia sedimentar Pernambuco-Paraíba. No presente estu-do, será adotada a denominação usual, por ser a difundida até o momento na literatura e por essa pesquisa não se tratar de investigação hidrogeológi-ca conceitual. Abastecimento de água na Região Metropolitana do Recife

Os sistemas de abastecimento da Região Me-tropolitana do Recife, incluindo captação, adução, tratamento e distribuição, são operados pela COM-PESA — Companhia Pernambucana de Saneamento e têm capacidade para captar e tratar cerca de 10,68 m³/s de mananciais superficiais, embora nem sem-pre produza a capacidade máxima. Manoel Filho (2004) destaca que a água subterrânea na RMR é usada principalmente para abastecimento urbano e industrial e tem participação estimada na ordem de 15% no sistema de abastecimento administrado pela COMPESA. A maior parte da água subterrânea da região é explotada através de poços particulares e os volumes extraídos ainda são pouco conhecidos (Manoel Filho, 2004).

Costa et al. (1998) e CONTECNICA (1998) relataram que a contribuição de águas subterrâneas para o sistema de distribuição da COMPESA era de 1,6 m³/s, explotados por 110 poços no aquífero Beberibe ao norte da RMR. Logo após a seca de 1998/1999, novas baterias de poços foram construí-das, aumentando expressivamente a contribuição das águas subterrâneas ao sistema público de abaste-cimento. Além dos poços da COMPESA, milhares de poços particulares vêm sendo utilizados principal-mente para abastecer edifícios residenciais, os quais bombeiam em média 5,0 m³/h.

Costa et al. (2002) avaliaram em cerca de 12.000 o número de poços públicos e privados exis-tentes só na Planície do Recife o que mostra que a perfuração de poços continuou crescendo mesmo depois da crise no abastecimento. Desse número, não se consegue identificar quantos poços estão efetivamente em operação. Dos poços avaliados, 33% eram profundos, ou seja, com mais de 20 me-tros de profundidade (limite de poço raso segundo a lei estadual), o que significa que as águas profun-das têm sido bastante explotadas.


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Gestão de águas subterrâneas no Estado de Pernambuco

O problema da superexplotação dos aquífe-ros na RMR há muito preocupa a comunidade téc-nico-científica, órgãos gestores e população. Estudo incluindo levantamento detalhado das condições de exploração do sistema estabeleceu um zoneamento da explotação das águas subterrâneas na cidade do Recife (Costa et al., 1998). A aplicação da Lei Esta-dual 11.427/97, da Conservação e Proteção das Á-guas Subterrâneas no Estado, e do Decreto 20.423, de março de 1998, de regulamentação da referida lei, prevê o controle das perfurações para a conser-vação e preservação das águas subterrâneas, com relação à defesa de sua qualidade e quantidade. No entanto, a oferta insuficiente de água a partir dos sistemas em operação e a consequente pressão da população vem impedindo que um controle mais rigoroso da perfuração e exploração de poços seja efetivado. Costa (2000) aponta que em 1995 já havia um desequilíbrio entre recarga e descarga de 800L/s.

Costa e Costa Filho (2004) apresentam ba-lanço hidrogeológico entre as entradas e saídas de água nos aquíferos da RMR e ressaltam que o resul-tado, baseado em estudo recente, é positivo em al-guns domínios hidrogeomórficos e negativos em outros. O balanço é avaliado diminuindo da recarga anual, os exutórios naturais e artificiais. O balanço entre potencialidade e disponibilidade apresenta um déficit de 55,12 hm³/ano (1,75 m³/s), nos aquí-feros da Planície do Recife; um superávit de 17,98 hm³/ano (0,57 m³/s) nos aquíferos da Planície de Jaboatão dos Guararapes; um déficit de 43,88 hm³/ano (1,39 m³/s) no aquífero Beberibe Inferior em Olinda; e um superávit de 15,17 hm³/ano (0,48 m³/s) no aquífero Barreiras na região dos Tabulei-ros ao norte de Recife.

Costa e Costa Filho (2004) também desta-cam que foi observado que entre 1975 e 1985 o re-baixamento médio do aquífero Cabo, na denomi-nada “Zona A”, em Boa Viagem, foi de 17 m, ou seja, 1,7 m por ano; de 1985 a 1995, o rebaixamento foi de 33 m, isto é, 3,3 m por ano, e de 1995 para 2000, o rebaixamento foi de 43 m, no que resulta a média de 8,6 m por ano. Os autores afirmam que a vazão total anual dos poços na região aumentou gradati-vamente, porém não na mesma proporção do au-mento dos rebaixamentos.

Ainda que não efetivamente implantado, o estudo que originou o zoneamento da explotação de águas subterrâneas foi atualizado. De acordo com Costa et al. (2003), o zoneamento explotável dos

aquíferos da região compreendida pelos municípios de Recife, Olinda, Camaragibe e Jaboatão dos Gua-rarapes, na RMR, foi efetuado tomando como base dois princípios:

• profundidade do nível das águas subterrâ-neas;

• condições de explotação atualmente desen-volvidas.

Costa et al. (2003) apresentam o mapa iden-

tificando as zonas, assim como descrição com aquí-fero explotado, situação da profundidade atual dos níveis d’água e condicionantes de explotação. Das zonas identificadas, a mais crítica é a chamada zona A, que possui as seguintes características: Tabela 2 - Variação da profundidade d´água em um poço

na Zona A.

PERÍODO Profundidade da água (m) Jan-92 51,00 Nov-03 84,86 Dez-03 89,13 Mai-04 86,20 Jan-05 92,95 Fev-05 99,99 Mar-05 101,22 Abr-05 99,08 Mai-05 102,87 Jun-05 101,59 Jul-05 100,50

Ago-05 97,47 Set-05 102,17 Out-05 109,43 Nov-05 110,44 Dez-05 110,61

ZONA A

Localização: zona costeira a sul de Boa Viagem Aquífero explotado: Cabo Situação atual de profundidade: os níveis potencio-métricos no aquífero Cabo encontram-se a profun-didades variáveis entre 60 e 110m Condicionantes de explotação: nenhum novo poço deve ser perfurado nesse aquífero; os poços atual-mente existentes deverão ter sua vazão reduzida em 50% e um monitoramento contínuo deverá ser e-xercido.

A chamada Zona A localiza-se no bairro de Boa Viagem. Essa pesquisa adotou como domínio de


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investigação a Zona A e áreas circunvizinhas. A regi-ão do bairro de Boa Viagem é uma das regiões mais críticas da Planície do Recife em termos de número de poços perfurados. O bairro tem alta concentra-ção populacional (cerca de 6529,43 hab/km²) com padrão social elevado. Grande parte dos edifícios residenciais do bairro possui seu próprio poço para abastecimento de água. A área também é altamente impermeabilizada. A Tabela 2 apresenta a variação do nível potenciométrico em um poço na chamada Zona A, com 120 m de profundidade. O poço foi perfurado em 1992 e na época a profundidade do nível d’ água era de 51 m. Observa-se o rebaixamen-to do nível potenciométrico no poço e o inexpressi-vo efeito da recarga pela precipitação (variação ao longo do ano 2005).

No Estado de Pernambuco, a gestão de á-guas subterrâneas é exercida, com base na legislação mencionada anteriormente, conjuntamente pela CPRH (Agência de Recursos Hídricos e Meio Ambi-ente do Estado de Pernambuco) e SRH (Secretaria de Recursos Hídricos do Estado de Pernambuco, criada pela Lei nº 13.205 de 19 de janeiro de 2007), que são responsáveis pela concessão das licenças de instalação e operação de poços. A análise dos pleitos para a concessão das licenças baseia-se no zonea-mento de explotação em vigor (Resolução CRH (Conselho Estadual de Recursos Hídricos) n°04 de 20 de novembro de 2003). Apesar do moderno ar-cabouço legal e institucional, o efetivo gerenciamen-to vem enfrentado problemas devido a dificuldades operacionais, como reduzido contingente de pessoal para fiscalização e ausência de rede de monitora-mento de águas subterrâneas. A Tabela 3 ilustra o número de licenças de operação de poços emitidas no Estado de Pernambuco em relação ao total de outorgas no Estado. Pernambuco possui 33 empre-sas cadastradas de perfuração de poços (http://www.perfuradores.com.br, acessado em 16 de abril de 2009). Tabela 3 - Percentagem de outorgas de águas subterrâneas

liberadas em relação ao número total de outorgas no Estado de Pernambuco.

Ano nº de

outorgas Água

subterrânea %

Até 2004

95107 21874 23,0

2005 3570 629 17,6 2006 1991 292 14,7 2007 426 313 73,5

Salinização de águas subterrâneas

A preocupação com o risco de intrusão ma-rinha na RMR e salinização de alguns poços ocorri-da desde a década de 70 incentivou a realização de diversas pesquisas. Além da intrusão marinha, po-dem ser apontadas outras causas para o problema da salinização de alguns poços na Planície do Recife, como a contaminação vertical, proveniente das ca-madas superiores salinizadas de antigos mangues, ou proveniente do estuário dos rios Capibaribe, Bebe-ribe e Tejipió que, nos seus trechos finais, sofrem o efeito das marés. A primeira hipótese foi indicada como conclusão de investigação realizada por Costa Filho et al. (1998), com base na análise hidroquími-ca e de isótopos ambientais em 45 amostras de águas subterrâneas.

Em relação ao aquífero Cabo, a área que o-ferece maior vulnerabilidade à salinização é a dos bairros de Boa Viagem e Pina, em Recife, e Piedade, em Jaboatão dos Guararapes, por sofrerem uma explotação mais intensa que as demais e estar locali-zada próxima à costa. Muitos poços da região já vêm sendo abandonados por apresentarem teores de sais elevados, o que aumenta os riscos de salinização por contaminação vertical, pois esses poços tornam-se canais de conexão com o aquífero sobreposto (Boa Viagem) mais salinizado, devido às influências de antigos mangues, de águas antigas que tenham se acumulado em períodos pretéritos de transgressão ou regressão marinha, do estuário dos rios, ou até de esgotos in situ. Além disso, poços com defeitos de cimentação podem funcionar como condutores para as águas da formação superior para a formação inferior. A diminuição do nível potenciométrico do aquífero inferior também pode incrementar a dre-nagem vertical a partir do aquífero superior, pelo incremento no gradiente hidráulico. METODOLOGIAS DE ESTUDO DA SALINIZAÇÃO DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS EM AQUÍFEROS COSTEIROS

Dentre as técnicas de investigação da salini-zação de aquíferos costeiros destaca-se a análise de amostras de água coletadas em poços, que se en-quadra em umas das três categorias de abordagens destacadas por Langevin et al. (2007). As amostras podem ser analisadas para determinação de condu-tividade elétrica, íons e isótopos estáveis. Destaca-se que em aquíferos costeiros a investigação dos aspec-


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tos químicos é mais importante devido às rápidas mudanças hidroquímicas que podem ocorrer. Para a investigação se a causa da salinidade é de origem marinha, produzida pela intrusão, além das concen-trações de alguns íons, algumas razões iônicas são utilizadas. As razões químicas da água do mar po-dem ser consideradas constantes. Algumas das ra-zões iônicas mais comuns no estudo da intrusão salina são (López Geta et al., 1988):

• rCl-/rHCO3-: o valor desse índice na água do

mar é da ordem de 20 a 50 e na água doce entre 0,1 e 5.

• rMg+2/rCa+2: na água do mar essa relação atinge valores de 5 e na água doce é cerca de 0,3 a 1,5.

As concentrações nas relações anteriores são

dadas em meq/L. Walraevens e Van Camp (2004) indicam a

comparação do código de troca catiônica (Na++K++Mg+2) com (1/2 Cl)2 (em meq/L) para identificação de salinização em aquíferos costeiros. O déficit de cátions marinhos é identificado quando (Na++K++Mg+2) < (1/2 Cl)2 e indica troca catiônica por salinização.

Os isótopos ambientais estáveis também vêm sendo bastante utilizados na investigação da origem da água subterrânea. A maioria dos isótopos estáveis não reage quimicamente no ambiente subsuperficial e são utilizados para determinação da fonte da água subterrânea e grau de mistura entre águas de dife-rentes origens. Os isótopos estáveis mais comuns usados na análise hidrológica são o 18O e 2H (co-nhecido como Deutério ou D).

Na presente investigação foi realizado moni-toramento hidroquímico, com acompanhamento da salinidade da água em poços selecionados. MONITORAMENTO HIDROQUÍMICO DOS AQUÍFEROS NA PLANÍCIE DO RECIFE

Para investigação da origem e dinâmica da salinização nos aquíferos Cabo e Boa Viagem, pro-cedeu-se a um programa de monitoramento, que teve início em maio de 1999. A princípio, apenas os poços da Zona Sul foram investigados, incluindo os bairros de Pina, Boa Viagem e Piedade (Jaboatão dos Guararapes), onde está concentrado grande número de poços em operação. Poços em bairros não localizados na faixa costeira, mas com relativo

grande número de poços em operação também foram investigados, mas não com a frequência dos poços da faixa costeira.

Para a seleção dos poços para o programa de monitoramento foram buscados subsídios em um cadastro da CPRH (Agência de Recursos Hídricos e Meio Ambiente do Estado de Pernambuco), órgão responsável pelo licenciamento dos poços. Os poços foram monitorados com frequência individualizada. Para todos os poços e em todas as campanhas foi determinada a condutividade elétrica da água sub-terrânea, como medida da salinidade. Para alguns poços e em algumas campanhas foram realizadas análises físico-químicas completas.

Na seleção dos poços monitorados, foram adotados os seguintes critérios:

• busca por poços já instalados, preferencial-mente os que possuem informações como profundidade, perfis construtivo e litológi-co, próximos à linha da costa ou próximo às margens dos rios;

• poços que fazem parte de uma das zonas conhecidamente salinizadas ou que estejam próximos a uma delas. Essas zonas foram identificadas pelo próprio monitoramento;

• poços novos.

As amostras foram coletadas de acordo com procedimentos do “Standard Methods for Examina-tion of Water and Wastewaters” (ALPHA/ AW-WA/WEF, 1992) em garrafas plásticas. A condutivi-dade elétrica foi determinada no campo, através de condutivímetro portátil, previamente calibrado em laboratório. As amostras coletadas foram armazena-das à 4o C e preservadas quando necessário.

O monitoramento teve início efetivo em maio de 1999 e foram realizadas 29 campanhas nos bairros da faixa costeira (Boa Viagem, Pina e Pieda-de). A faixa monitorada possui cerca de 10 km de extensão e 300 m de largura. Na faixa costeira, um total de 100 poços foram monitorados (Tabela 4). Os poços monitorados têm profundidade variável e embora a maioria sejam de poços profundos (>50 m) inseridos no aquífero inferior (Cabo), foram selecionados também alguns poços rasos do aquífe-ro Boa Viagem. Do total de poços monitorados, pelo menos 22 foram desativados durante o período, seja por rebaixamento excessivo do nível, seja por salini-dade elevada (cerca de 18). O acesso às informações sobre os poços ainda é difícil, uma vez que alguns condomínios não têm sua situação regularizada no órgão gestor, e por vezes, por receio da penalidade


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pela clandestinidade, não fornecem informações. Não se tem informação precisa, mas a maioria dos poços que deixou de operar foram simplesmente abandonados, sem a necessária desativação por ci-mentação do poço, o que pode representar um risco a mais para o sistema. Tabela 4 - Principais características do monitoramento da

salinidade (CE - condutividade elétrica) em poços. Número de poços monitorados 100 Número de poços com profundidade co-nhecida

90

Número de campanhas de medição (maio/99 - julho/2007)

29

Número de poços desativados no período de amostragem

22

Número de analises amostradas (CE) 895

A Figura 1 apresenta distribuição de fre-quência das profundidades dos poços monitorados em Boa Viagem, Pina e Piedade. Os poços selecio-nados na faixa costeira foram monitorados com freqüência individualizada, estabelecida em função da variação da condutividade elétrica e dos íons ao longo do tempo e da magnitude desses parâmetros. Assim, os poços que nas primeiras amostragens a-presentaram valores críticos de um dos elementos analisados, ou uma tendência ao incremento das concentrações, são monitorados mais intensamente.

Os poços monitorados na faixa costeira a-presentaram variação da condutividade elétrica entre 0,01 e 13,78 dS/m. Observa-se a grande ampli-tude da faixa de condutividade. Foram retirados dessa faixa valores extremos de poços que saliniza-ram durante o período da investigação, cujos valores de condutividade elétrica nessa condição estiveram entre 27,8 e 36,5 dS/m.

As análises mais detalhadas do ponto de vis-ta químico foram realizadas em alguns poços nas amostras coletadas nos meses junho, agosto e se-tembro de 1999, novembro de 2001, maio de 2002 (Costa et al., 2003) e dezembro de 2004, abril de 2006 e julho de 2007. A Tabela 5 apresenta as faixas de variação dos íons analisados em amostras de 16 poços, durante três campanhas sucessivas (junho, agosto e setembro de 1999). As faixas de valores dos íons analisados apresentaram pequena variação de junho a setembro de 1999, embora as faixas sejam bem amplas. As faixas de condutividade elétrica sofreram alteração mais expressiva entre junho e agosto.

Tabela 5 - Faixa de variação de íons e condutividade elé-trica em poços selecionados em alguns períodos.

ÍON (mg/L) Jun/1999 Ago/1999 Set/1999 Ca+2 0,13-153,9 0,07-139,1 0,48-140,0 Mg+2 0,51-110,7 0,52-94,1 0,66-82,3 Na+ 8,18-120,0 8,85-189,1 9,98-320,0 Cl- 15,0-193,0 14,0-212,0 K+ 2,99-19,59 HCO3

- 0-307,5 CE (dS/m) 0,12-1,24 0,17-2,69 0,18-2,69

Figura 1 - Distribuição de frequência das profundidades dos poços monitorados.

A Tabela 6 apresenta a condutividade elétri-ca e as razões iônicas para a água em um dos poços monitorados no período do estudo. Observa-se que ao longo do período não houve alteração significati-va da hidroquímica da água do poço.

Durante o período do monitoramento, não foi identificado um padrão de aumento de salinida-de. Podem ser destacados alguns fatores que influ-enciam uma tendência de aumento da salinidade na área. A proximidade dos poços tem grande influên-cia, visto que alguns quarteirões apresentam uma grande densidade de poços e a vazão total bombea-da é elevada, intensificando, portanto, os gradientes hidráulicos vertical e horizontal. Outro fator impor-tante é a impermeabilização do solo. Foi identifica-do um poço onde houve uma provável recarga devi-do ao período de intensas precipitações ocorridas no ano de 2000 (Tabela 7) (Figura 2). O poço N possui cerca de 50m de profundidade e está locali-zado próximo a uma área com menor efeito da im-permeabilização e com características arenosas. Este poço está em operação há mais de 10 anos. A mesma alteração não foi notada para os outros poços, o


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Tabela 6 - Condutividade elétrica e razões iônicas em poço monitorado (Poço B) ago/99 nov/01 mar/02 dez/04 abr/06 jul/07 CE (dS/m) 0,77 0,77 0,79 0,65 0,52 0,63 Cl (mg/L) 49,00 42,90 56,10 51,50 54,00 45,00 rCl / rHCO3 12,43 0,19 0,24 0,29 0,25 0,23 rK / rNa 0,04 0,05 0,136 0,03 0,03 0,03 rMg / rCa 1,33 2,15 1,00 0,98 0,72 3,03 rHCO3/rMg 0,45 8,33 16,09 14,61 24,03 18,52 rHCO3/rCa 0,60 17,89 16,08 14,38 17,20 56,18 (Na+K+Mg)corrigido 2,68 4,93 5,55 4,33 4,62 4,78 (1/2Cl) 2 0,83 0,78 0,89 0,85 0,87 0,80 que mostra a dificuldade de recarga em áreas alta-mente urbanizadas, mais um agravante à salinização. A diminuição da salinidade foi observada em outros poços, que logo em seguida ao início da perfuração apresentavam altas concentrações. O acompanha-mento de alguns desses poços identificou que o efeito do bombeamento produziu a diminuição da salinidade. Em alguns poços com salinidade elevada foi identificada oscilação dos valores durante o perí-odo do monitoramento. Alguns poços profundos apresentam águas com salinidade superior a poços rasos próximos. A Figura 2 também ilustra a variação da condutividade elétrica em um poço (Poço SE), com 154m de profundidade.

Tabela 7 - Totais anuais de precipitação em Recife no período em estudo.

ANO P(mm) 1998 1255,0 1999 1447,0 2000 3391,1 2001 1655,5 2002 2092,6 2003 2078,2 2004 2239,7 2005 1789,0 2006 1783,0 2007 1956,0

A Tabela 8 apresenta os valores das razões iônicas em dois poços durante o período de obser-vação. No poço EM a água salinizou e foi desativado. Os valores de abril de 2006 são relativos a um poço raso no mesmo edifício que passou a ser utilizado em razão da salinização da água do poço profundo.

No poço MY também apresentou processo de salini-zação crescente. Os valores de cloreto, a compara-ção entre (Na++K++Mg+2) e (1/2Cl)2 e a razão r-Cl/rHCO3 indicam a possibilidade de intrusão ma-rinha.

A Figura 3 apresenta o histograma de fre-quência relativa da condutividade elétrica da água em todos os poços monitorados durante todo o período do estudo. Observa-se que as maiores sali-nidades ocorrem em baixa frequência relativa. No entanto, há que se destacar que a salinidade elevada indica por vezes que o poço foi desativado e, portan-to, não faz mais parte do monitoramento. Kelly (2006) destaca a hidroquímica como uma ferramen-ta reativa e não de predição. Ou seja, não se pode prever o processo de salinização, seja por intrusão marinha ou qualquer outro processo, através do monitoramento hidroquímico, apenas constatar sua ocorrência.

Figura 2 - Variação de condutividade elétrica em dois poços monitorados. a) Poço N, possível efeito de recarga;

b) Poço SE, abandonado por salinização.


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Tabela 8 - Razões iônicas em dois poços (poço EM substituído por outro raso no mesmo local a partir de dezembro de 2004)

Poço EM Poço MY out/00 nov/00 mar/02 dez/04 abr/06 fev/00 mai/00 mar/02 CE (dS/m) 0,63 1,48 1,49 28,40 0,80 0,51 0,34 6,70 Cl (mg/L) 147,5 244,9 387,8 8431,4 100,0 9,00 60,00 1938,80 rCl/rHCO3 3,70 7,84 13,16 73,68 0,40 NE NE 37,25

rMg/rCa 1,15 1,25 1,15 2,77 0,36 NE NE 0,14

(Na+K+Mg)corrigido 0,67 0,71 -1,75 -33,24 1,97 NE NE -9,46 (1/2Cl)2 1,44 1,86 2,34 10,90 1,19 NE NE 5,23 NE: não medido

Figura 3 - Histograma de frequência da condutividade elétrica.

Os resultados indicam que poços estão sali-nizando e uma possível causa é a intrusão marinha, mas não se pode confirmar totalmente essa hipótese pela ausência de um padrão ou a identificação da posição da interface. O fato de alguns poços estarem salinizando próximos a poços com comportamento distintos pode estar relacionado à ocorrência de ´upconning´, ou seja, a interface estaria abaixo da zona de captação da água pelo poço, mas pelo efeito do bombeamento sofreria uma ascensão localizada. A influência de paleomangues, ou de águas antigas salinizadas também não pode ser descartada. Em alguns poços, nota-se também um efeito de mistura de água doce com água salina. Análise de isótopos estáveis realizada em 16 amostras de poços rasos e profundos da área de estudo sugeriu uma mistura entre água doce e água salina em alguns poços, tan-

to rasos como profundos, embora sem precisar qual a origem dessa água salina (Lima et al., 2003). A análise de isótopos estáveis, δ18O e δ2D, suporta a hipótese da interconexão entre os aquíferos Cabo e Boa Viagem como consequência de defeitos cons-trutivos em poços, além da camada semi-permeável. A partir da assinatura isotópica pode ser dito que a água subterrânea no sistema tem três componentes: a água advinda da recarga de água doce, águas anti-gas evaporadas e águas salinas. O resultado do estu-do aponta para a necessidade de mais investigações.

Monitoramento hidroquímico e análise de razões iônicas têm sido bastante utilizados em estu-dos para identificação de intrusão marinha em aquí-feros costeiros (e.g. Lee e Song, 2007), mas Kelly (2006) destaca que outros indicadores devem ser usados quando outras fontes de salinidade podem estar presentes, para que seja detectada a ocorrência ou não da intrusão e sugere a análise de níveis po-tenciométricos como ferramenta de predição.

É fato, que em áreas costeiras com grande pressão sob os recursos hídricos subterrâneos, é necessário o emprego de ferramentas de monitora-mento e de predição para o estudo da intrusão ma-rinha. No Nordeste do Brasil, em particular, grandes centros urbanos estão situados em formações sedi-mentares e utilizam água subterrânea como impor-tante fonte de suprimento, colocando em risco as reservas e aumentando o risco de intrusão marinha. Rocha et al. (2004) também usaram razões iônicas para analisar a evolução da salinização nas águas subterrâneas de Maceió (AL). Foi observado que a desativação de alguns poços salinizados e a conse-quente redução de vazão de explotação produziram impacto significativo nos níveis de cloreto (redu-ção).


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CONSIDERAÇÕES FINAIS Conclusões

A investigação da salinidade da água subter-rânea através do programa de monitoramento inici-ado em 1999 vem gerando importantes contribui-ções tais como a identificação de “manchas” salinas nessa região. No entanto, ainda não se tem uma conclusão definitiva sobre a dinâmica da salinização no sistema aquífero. Observa-se comportamento diversificado da salinidade nos poços monitorados na faixa costeira, nos bairro de Boa Viagem e Pina com grande concentração de poços em operação, em condomínios e hotéis. Em alguns casos, a salini-dade apesar de elevada é estável. Em outros casos, o nível de salinidade é crescente. Há casos em que a salinidade diminui, atribuindo-se a duas possíveis causas: recarga e circulação por bombeamento. O monitoramento e a análise realizados acenam para a existência de uma faixa próxima à linha da costa onde a salinidade das águas subterrâneas é mais alta do que nos poços mais afastados em direção ao con-tinente. Isso poderia ser um indício da contamina-ção por intrusão marinha. No entanto, se isto já estivesse ocorrendo estariam sendo notados níveis crescentes de salinidade em todos os poços dessas manchas, o que não foi detectado. Por outro lado, a salinização de poços isoladamente pode ser indicati-vo de efeito de ´upconing´ ou de salinização pela conexão com o aquífero superior, através de des-continuidades no aquitardo ou por poços mal cons-truídos, por onde poderia estar ocorrendo a intru-são. O longo período de monitoramento, diferente de campanhas isoladas, permite detectar os níveis crescentes da salinidade dos poços, antes dos mes-mos serem abandonados. Perspectivas de gerenciamento

Como perspectivas futuras para o controle da salinização dos aquíferos costeiros na Região Metropolitana do Recife, inseridas no contexto de gerenciamento de águas subterrâneas na região costeira do Estado de Pernambuco, destacam-se:

• a necessidade de cimentação de poços a-bandonados. Nesse sentido, estudo realiza-do para a SRH (Secretaria de Recursos Hí-dricos / PE) (Costa, 2007) indica procedi-mento adequado.

• a necessidade de pesquisas para investigação da viabilidade técnico-econômica e ambien-

tal da recarga artificial de aquíferos, utili-zando diferentes fontes de água, dentre elas as águas pluviais. Estudos preliminares e pesquisas nesse sentido foram iniciados (Gurgel et al., 2007; Silva et al., 2006; Costa., 2000; Leite, 2001). Experimento e simula-ções matemáticas avaliaram a influência da recarga com água de chuva através de poços de injeção como efetiva para recuperação de nível potenciométrico. A recuperação dos níveis potenciométricos deverá também promover uma diminuição da salinidade pe-lo efeito de diluição, além de controlar o fluxo continente-oceano;

• a necessidade do monitoramento sistemáti-co das águas subterrâneas, em termos de ní-vel d’água e salinidade, em regiões de inten-sa explotação. Ações nesse sentido tiveram início em 2004 através de órgão gestor dos recursos hídricos com implantação de esta-ções telemétricas, conforme reportaram Costa et al. (2003). Atualmente, essas esta-ções encontram-se desativadas. Cabe desta-car que o monitoramento quali-quantitativo de águas subterrâneas é uma das ações pre-vistas no Subprograma Ampliação do Co-nhecimento Hidrogeológico do Plano Na-cional de Recursos Hídricos (Programa VIII - Programa Nacional de Águas Subterrâ-neas).

• a gestão participativa dos recursos hídricos, prevista na Lei 9.433 que estabelece a Políti-ca e o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, está muito mais avan-çada em termos dos recursos hídricos super-ficiais, com conselhos de usuários e comitês de bacias hidrográficas estabelecidos. Há que se considerar que em termos de recur-sos hídricos subterrâneos, a gestão partici-pativa não tem sido efetivamente implemen-tada. Outros países, a exemplo da Espanha, mesmo reconhecendo que a gestão de á-guas subterrâneas avança atrás da gestão dos recursos hídricos superficiais, têm exemplo de conselhos de usuários desses corpos hí-dricos (Hernández-Mora, 2007). Acredita-se que a conscientização da comunidade de usuários e dos construtores de poços da si-tuação atual e perspectivas do sistema aquí-fero em estudo, podem ajudar no gerenci-amento do sistema.

• além do monitoramento hidroquímico, des-taca-se o acompanhamento dos níveis po-


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ten-ciométricos e uso de modelos matemáti-cos como ferramentas de predição da ocor-rência da intrusão marinha.

• estudos adicionais com indicadores do tipo pressão-estado-resposta e mapeamento de vulnera-bilidade a intrusão (e.g. Lobo Fer-reira et al., 2007) podem também gerar in-sumos úteis para o processo de tomada de decisão com relação ao gerenciamento de águas subterrâneas na região, a exemplo do zoneamento de explotação que vem sendo utilizado como critério para emissão de ou-torgas de captação por poços na Planície do Recife.

Outro ponto a considerar é a possível eleva-ção do nível do mar devido ao aquecimento global. Com a elevação do nível do mar, o gradiente de salinidade, e o fluxo correspondente, tenderá um pouco mais para dentro do continente. Com as mu-danças climáticas previstas para as próximas déca-das, além da subida do nível do mar, haverá também mudanças no regime de chuvas e consequentemen-te redução nas taxas de recarga, piorando ainda mais a situação do avanço da cunha salina. É neces-sário a realização de um estudo para analisar o efei-to das mudanças climáticas sobre a salinização dos aquíferos de Recife, utilizando modelos matemáti-cos e previsão de cenários de mudanças em precipi-tação e evaporação. Ainda, poucos estudos enfocan-do mudanças climáticas e águas subterrâneas foram realizados, apesar da notória preocupação e ativida-de de investigação científica com relação a impactos de mudanças climáticas. Oliveira et al. (2007) reali-zaram estudo avaliando o efeito de mudanças climá-ticas na recarga de aquíferos. A análise identificou uma possível redução na recarga natural de ate 45% devido a mudanças no padrão de precipitação.

Destaca-se ainda a importância da integra-ção internacional para avanço do conhecimento e analise de alternativas de gerenciamento para aquí-feros costeiros sob risco de salinização. Comparação de aquíferos com tipologias semelhantes e uso de indicadores para avaliação de características como estado-pressão-resposta pode auxiliar na proposição de alternativas de gerenciamento. São encontrados exemplos recentes na literatura com relação a esse tipo de abordagem (e.g. Bocanegra et al., 2007a; Bocanegra et al., 2007b).

AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem o apoio financeiro de projetos de pesquisa ao PADCT III/FINEP e ao CT- HIDRO e CNPq, e agradecem também à CPRH (Agencia de Recursos Hídricos e Meio Ambiente do Estado de Pernambuco), especialmente ao Geólogo Veronilton Farias, pelo acesso às informações, à COMPESA (Companhia Pernambucana de Sanea-mento), e aos moradores e proprietários dos imóveis visitados. REFERÊNCIAS APHA/AWWA/WEF. Standard Methods for Examination of

Water and Wastewaters. 18th Ed., Washington, USA. 1992.

BEAR, J; CHENG, A.; SOREK, S.; OUAZAR, D.; HERRERA, I. Seawater intrusion in coastal aquifers. Springer. 625p. 1999.

BOCANEGRA, E. M; POLEMIO, M.; MASSONE, H. E.; DRA-GONE, V.; LIMONI, P.P., FARENGA, M. Indicators and quality classification applied to groundwater management in coastal aquifers: case studies of Mar del Plata (Argentina) and Apudia (Italy). In: W. Sanford, C. Langevin, M. Polemio, P. Povinec (eds). A New Focus on Groundwater - Seawater Interactions. IAHS Publ. 312: 201- 210. 2007a.

BOCANEGRA, E.; SILVA Jr, G. C.; CUSTODIO, E.; MANZA-NO, M; MONTENEGRO, S.; REYNOLDS-VARGAS, J. Characterization of Iberoamerican coastal aquifers: state of knowledge and management. Proceedings of the International Congress of Hydrogeology (IAH). Lisbon, Portugal. 2007b.

CABRAL, J.J.S.P.; WROBEL, L.C., MONTENEGRO, A.A. de A. A case study of salt-water intrusion in a long and thin aquifer. International Conference on Boundary Element Technology. Albuquerque, Mexico. 1992.

CANALES, A. G., GONZÁLES, R. ISLAS, L. Control methods against sea water intrusion in coastal aquifers. Case of Guaymas and Boca Abierta aquifers in Northweast of Mexico. In: The Second International Conference on Salt Water Intrusion and Coastal Aquifers: Moni-toring, Modeling and Management (SWICA II), Méri-da, Mexico. 2003.

CONTECNICA. Projeto de Qualidade das Águas e Controle da Poluição Hídrica, Volume 7 - Disponibilidade e Situação de Mananciais para abastecimento da RMR. Recife, PE. 1998.


92

COSTA (Costa Consultoria e Serviços Ambientais Ltda). Estudo de identificação de causas de salinização e indica-ção de processo de obstrução de poços salinizados. 190p. 2007.

COSTA, W.D. e COSTA FILHO, W.D. A gestão dos aquíferos costeiros de Pernambuco. Anais do XIII Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas. Cuiabá, MT. Cd-rom. 2004.

COSTA, W.D.; SANTOS, M.V.; COSTA FILHO, W.D.; MON-TENEGRO, S.M.G.L., CABRAL, J.J.S.P.; CAVAL-CANTI, D.J. Monitoramento dos aquíferos costeiros da região do Recife e adjacências - Pernambu-co/Brasil. Anais do II Congresso sobre Planejamento e Gestão da Zona Costeira dos Países de Expressão Portuguesa. Recife, PE. 2003.

COSTA, W.D. (Coord.). Estudo Hidrogeológico de Recife, Olinda, Camaragibe e Jaboatão dos Guararapes (HIDROREC II). Recife, Junho, 2002.

COSTA, W.D. Riscos potenciais e reais decorrentes da super-explotação de águas subterrâneas no Recife-PE. XI Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas. Cd-rom. Fortaleza, CE. 2000.

COSTA, W.D.; MANOEL FILHO, J.; SANTOS, A.C.; COSTA FILHO, W.D.; MONTEIRO, A.B.; SOUZA, F.J.A. de; LOPES, A.V.G.; SANTOS, A.J.C.; SILVA FILHO, M.C.; SILVA, M.J. da. Estudo Hidrogeológico da Região Metropolitana do Recife - Relatório Técnico. Vol. I, 116p. Convênio IDRC-UFPE-FADE. 1998.

COSTA FILHO, W.D.; SANTIAGO, M.M.F.; COSTA, W.D.; MENDES FILHO, J. Isótopos Estáveis e a Qualidade das Águas Subterrâneas na Planície do Recife. X Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas. Cd-rom. São Paulo, SP. 1998.

DIAMANTINO, C. M. S. Intrusão salina: caracterização da situação na faixa costeira de Portugal Continental e aplicação de um modelo matemático a uma região a Norte de Sines. Dissertação de Mestrado. Laborató-rio Nacional de Engenharia Civil. Lisboa, Portugal. 143p. 1996.

FRANÇA, H.P.M.; VASCONCELOS NETO, B.G.M.; ANDRÉ, H.O.; CIRILO, J.A.; CABRAL J.J.S.P. Análise preli-minar do comportamento hidrodinâmico e de intru-são marinha no aquífero Beberibe na Região Metro-politana do Recife. 1o Simpósio de Hidrogeologia do Nordeste. Recife, PE. p.59-71. 1987.

GURGEL. G. J. de B.; MONTENEGRO, S. M. G. L.; CABRAL, J. J. S. P. Modelagem numérica aplicada a análise de medidas de controle da intrusão marinha na regi-ão sul da Planície do Recife (PE). RBRH - Revista Brasileira de Recursos Hídricos. v.12, p.7-15. 2007.

HERNANDEZ-MORA, N. Participatión Pública en la Gestión de las Águas Subterráneas: Visión desde la sociedade civil. In: Las Águas Subterráneas en Espanã ante las Directivas Europeas: Retos y

Persperscticas. Publicaciones del Instituto Geoógico Y Minero De Espanã. Serie: Hidrogeología Y Aguas Subterraneas, n.26. p.177- 196. 2007.

IBGE. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. http://www.ibge.gov.br (acesso em 17 de abril de 2009). 2009.

KELLY, D. J. Development of Seawater Intrusion Protection Regulations. Proceedings 1st SWIM-SWICA Joint Saltwater Intrusion Conference. Cagliari- Chia Lagu-na, Italy. p.135-145. 2006.

LANGEVIN, C.; SANFORD, W; POLEMIO, M.; POVINEC, P.. A new focus on groundwater-seawater interactions: Background and Summary. In: A new focus on groundwater-seawater interactions. Proceedings of Symposium HS 1001 at IUGG2007, Perugia, July /2007. IAHS Publ. 312: p.3- 10. 2007.

LEE, J.-Y.; SONG, S.-H. Groundwater chemistry and ionic ratios in a western coastal aquifer of Buan, Korea: implication for seawater intrusion. Geosciences Journal, Vol. 11, No. 3, p. 259-270. 2007.

LEITE, B.T. Preliminary evaluation of aquifer storage and recovery in the Recife Metropolitan Region, Pernam-buco, Brazil. In Prooceedings 1st Joint World Con-gress on Groundwater. Ceará. 2001.

LIMA, E.S. de; MONTENEGRO, S.M.G.L.; MONTENEGRO, A.A. de A. Environmental isotopes and the analysis of the origin of groundwater in the Cabo aquifer in Recife coastal plain, Pernambuco, Brazil. In: IV South American Symposium on Isotope Geology, Bahia / Salvador. Proceedings of the IV South Amer-ican Symposium on Isotop Geology. V.1, p.445-448. 2003.

LIMA FILHO, M.F. Stratgraphic Evolution of the Pernambuco and Paraiba Basin and its Implications for the Devel-opment Paleogeography of Northeast of Brazil. In: Simpósio Nacional de Estudos Tectônicos, 1999, Lençois - BA. Vi Simpósio Nacional de Estudos Tec-tônicos. v.1, p.34-36. 1999.

LHAMAS, R.; CUSTODIO, E. Intensive Use of Groundwater: Challenges and Opportunities, Balkema Publishers, The Netherlands. 2003.

LÓPEZ GETA, J.A.; MENA ONGLÉS, J.Mª; MARTINEZ, P.N.; BONY, C.L.; GONZÁLEZ, G.R. Aspectos Metodologicos en el Estudio de la Intrusion Salina. Instituto Geologico y Minero de España. 1988.

LOBO FERREIRA, J.P.; CHACHADI, A.G.; DIAMANTINO, C.; HENRIQUES, M.J. Assessing aquifer vulnerability to seawter intrusion using GALDIT method: part1 - application the Portuguese Monte Gordo aquifer. In: J.P. LOBO FERREIRA and J.M.P. VIEIRA (eds). Wa-ter in Celtic Countries: Quantity, Quality and Climate Vulnerability. IAHS Publ. 310: p.161- 171. 2007.

MANOEL FILHO, J. Explotação de água subterrânea em zona urbana: caso da Grande Recife. Anais do XIII Con-


93

gresso Brasileiro de Águas Subterrâneas. Cuiabá, MT. CD- rom. 2004.

MANZANO, M.; CUSTODIO, E.; MEDIAVILLA, C.; MONTES, C. Effects of localised intensive aquifer exploitation on the Doñana wetlands (SW Spain). In: Groundwa-ter intensive use. A. Sahuquillo, J. Capilla, L. Martínez-Cortina y X. Sánchez Vila (eds.). IAH, Se-lected Papers on Hydrogeology 7: 209-219. BALKE-MA. 2005.

NOBRE, M. de M.M.; NOBRE, R.C.M. Caracterização hidro-geológica para o uso racional e proteção dos ma-nanciais subterrâneos em Maceió - AL. Revista Bra-sileira de Recursos Hídricos, v.6, n.1, p.7-20. 2001.

OLIVEIRA, M.M.; NOVO, M.E.; LOBO FERREIRA, J.P. Models to predict the impact of the climate change on aquifer recharge. In: J.P. LOBO FERREIRA and J.M.P. VI-EIRA (eds). Water in Celtic Countries: Quantity, Quality and Climate Variability. IAHS Publ. 310: p.103- 110. 2007.

PRIETRO, C.; KOTRONAROU, A; DESTOUNI, G. The influ-ence of temporal hydrological randomness on sea-water intrusion in coastal aquifers. Journal of Hydrol-ogy v.330, p.285- 300. 2006.

REILLY, T.E.; GOODMAN, A.S. Analysis of saltwater upconing beneath a pumping well: Journal of Hydrology, v.89, p.169-202. 1985.

ROCHA, W.J.S. da; CAMPOS, J.E.G.; LIMA, J.C. de. Conside-rações sobre a evolução da salinização das águas subterrâneas em Maceió - AL. Anais do VIII Simpó-sio de Recursos Hídricos do Nordeste, São Luis- MA. Cd-rom. 2004.

SALTRANS - European Commission Programme: “Energy, Environment and Sustainable Development”. Me-thods For Assessing Salt Intrusion And Transport In Heterogeneous And Fractured Aquifers. Basic prin-ciples and concepts for understanding and managing sea water intrusion in coastal aquifers. 24p. 2004.

SILVA, G.E.S.; MONTENEGRO, S.M.G.L.; COSTA, L.M.; MONTENEGRO, A.A. da A.; CAVALCANTI, G. Apli-cação e modelagem da recarga artificial com águas pluviais para recuperação potenciométrica de aquífe-ro costeiro na Planície do Recife - PE. Revista Brasi-leira de Recursos Hídricos, Porto Alegre, v.11, n.03, p.1-10. 2006.

SILVA Jr., G.C.; PIZANI, T.C. Vulnerability assessment in coastal aquifers between Niterói and Rio das Ostras, Rio de Janeiro state, Brazil, Revista Latinoamericana de Hidrogeologia. v.3(2) p.125-133. 2003.

WALRAEVENS, K.; VAN CAMP, M. Advances in understand-ing natural groundwater quality controls in coastal aquifers. In: L. Araguás, E. Custódio e M. Manzano (editors). Groundwater and Saline Intrusion. Carta-gena, Spain. p.449- 463. 2004.

Groundwater In The Coastal Zone of the Recife Plain: Evolution of the Salinization and Manage-ment Perspectives ABSTRACT

The overexploitation of coastal aquifers, unba-lanced with the natural recharge, puts the system under risk of seawater intrusion. The phenomenon causes the aquifer's degradation by turning its groundwater improper for several uses, including human consumption. The aqui-fer system in the Recife coastal plain (Pernambuco State, Brazil) is composed of two semi-confined aquifers, Cabo and Beberibe, overlaid by a phreatic aquifer, the Boa Via-gem. The overexploitation of the coastal aquifers in the Recife coastal plain poses a risk of groundwater saliniza-tion, from different causes. Over the past years several wells have presented high levels of salinity, and some of them have been deactivated or simply abandoned, increasing the contamination risk. One of the possible causes for the sali-nization is seawater intrusion. In the Cabo aquifer, the most exploited of them, salinization may also occur due to connection through tubewells with the upper aquifer, con-taminated by sewage, mangroves and river estuaries. The vertical flow between the aquifers through the aquitard is another possible cause for the salinization of the Cabo aqui-fer. The overexploitation of the aquifer system in the Recife coastal plain has a strong influence in the increasing sali-nization levels in the groundwater, caused by either connec-tion between aquifers or by seawater intrusion. This paper presents the analysis of the evolution of the groundwater salinity in a highly populated area with the high density of tubewells, where excessive groundwater depletion has been observed and salinization of several wells have been occur-ring. The monitoring program was initiated in the Cabo and Boa Viagem aquifers. Present practices and perspec-tives of management of groundwater quantity and quality are also discussed. Keywords: coastal aquifer, seawater intrusion, hydrochem-ical monitoring.


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A Utilização de Instrumentos Econômicos em Bacias Hidrográficas Sujeitas à Mineração: O Caso da Região Carbonífera de Santa Catarina

Adriano de Paula Fontainhas Bandeira, Carlos André B. Mendes

Instituto de Pesquisas Hidráulicas - UFRGS [email protected], [email protected]

Recebido: 20/09/07 — revisado: 27/09/08 — aceito: 28/09/09

RESUMO

Os impactos ambientais provocados por determinadas atividades econômicas podem causar prejuízos financeiros em terceiros já que o custo de compensar ou aquele de evitar a ação deletéria sobre o meio prejudica e, em alguns casos, inviabili-za a existência de outras atividades econômicas. Nesse contexto, enquadra-se a mineração de carvão. Em tal atividade, o contato da água — superficial, subterrânea ou pluvial — com elementos específicos resultantes das escavações, na presença de oxigênio e de microorganismos, forma a chamada drenagem ácida de mina, que, em grande parte dos casos, é despejada em cursos d’água adjacentes prejudicando outros usos da água. Assim, o presente trabalho tem por objetivo elaborar uma meto-dologia de planejamento da explotação do carvão mineral em bacias hidrográficas que busque a produção ótima do minério com a internalização dos custos de tratamento do efluente gerado a fim de que os parâmetros de qualidade da água sejam respeitados e, desse modo, não exista a incidência de prejuízos em terceiros. Tal metodologia é pautada pela elaboração de um modelo de otimização que seja capaz de representar, ao longo do tempo de exploração das minas, a carga de poluentes lança-da nos cursos d'água de uma bacia hidrográfica. Palavras-chave: Drenagem ácida de mina, Bacia Hidrográfica, Otimização.

INTRODUÇÃO

O aparecimento de novas atividades aliadas à expansão daquelas existentes em determinada região provoca acréscimos na demanda por seus recursos naturais, dentre os quais se destaca a água. Assim, a ação de um produtor ou consumidor pode influenciar outros produtores ou consumidores. Quando isto acontece, sem que haja consideração na fixação do preço de mercado, diz-se que ocorreu uma externalidade. Esta pode ser positiva, quando o efeito é benéfico, ou negativa, no caso contrário (Pindyck; Rubinfeld, 2002).

No que se refere à utilização dos recursos hídricos, a ocorrência de externalidades é agravada por ser a água considerada um bem público, ou seja, aquele cujos consumidores não sofrem restrições para consumir e cujo custo de ampliação de consu-mo é nulo.

Assim surgem conflitos, protagonizados por empreendedores interessados em diluir resíduos de suas atividades ou em usar a água em determinada fase de seu processo de produção e pela população interessada no seu abastecimento e no despejo dos resíduos domésticos. Nesse contexto, cita-se o e-

xemplo da atividade de mineração, em particular daquela relacionada à explotação de carvão. Quan-do o carvão é retirado, ele é acompanhado por grande quantidade de resíduos, que, depois de se-parados, são depositados em locais próximos às mi-nas. A chuva, ao percolar através dos resíduos, reage com eles produzindo elementos nocivos. Em parale-lo, a lavra subterrânea pode permitir o contato do minério com o lençol freático. O líquido resultante é o efluente conhecido como DAM (Drenagem Ácida de Mina). A DAM pode escoar na superfície do terreno até os cursos d’água, onde são adiciona-dos aos poluentes já transportados, ou infiltrar no solo, contaminando águas subterrâneas. Após a ex-plotação da mina, o lançamento da DAM no meio ambiente pode persistir, pois, em geral, as minas são abandonadas sem que haja uma preparação para evitar tal despejo.

Existem diversas formas de tratamento de DAM. Sua utilização, no entanto, é pouco realizada por apresentar altos custos. Hipótese e Questão de Pesquisa

O presente estudo partiu da premissa de que o planejamento de uso dos recursos hídricos


96

por parte da atividade de mineração traz benefícios à sociedade. Os empreendedores tornam-se menos suscetíveis a custos imprevistos, causados por tercei-ros, e, portanto, podem fazer um planejamento mais adequado de suas atividades. Supõe-se, também, que todas as empresas mineradoras instaladas na bacia estejam envolvidas no planejamento, embora exista alguma resistência ao processo devido ao receio de surgimento de despesas extras.

O estudo tem como objetivo geral respon-der à seguinte questão: A internalização dos custos de recomposição da área degradada e dos custos de tratamento de efluentes a fim de atender aos limites de concentração de parâmetros de qualidade da água (estabelecidos pela Resolução 357 do CONA-MA) pode inviabilizar a explotação mineral? A Bacia Hidrográfica como unidade de planejamento de uso dos recursos naturais

O uso da bacia hidrográfica, como unidade de estudo, para o gerenciamento das diferentes formas de ocupação e uso das potencialidades am-bientais tem como objetivo planejar, coordenar, executar e manejar as melhores formas de apropria-ção e explotação de seus recursos ambientais, pro-porcionando o desenvolvimento socioeconômico das suas respectivas populações e a sustentabilidade dos recursos ambientais, diminuindo ou evitando a degradação da qualidade de vida (Bordallo, 1995). Segundo Lanna (1995), o gerenciamento de bacia hidrográfica (GBH) é o instrumento que orienta o poder público e a sociedade, no longo prazo, na utilização e monitoramento dos recursos ambientais, naturais e econômicos, de forma a promover o de-senvolvimento sustentável.

As abordagens de planejamento e gerenci-amento que utilizam a bacia hidrográfica como uni-dade de trabalho têm evoluído bastante, pois suas características biogeofísicas apresentam sistemas ecológicos e hidrológicos coesos (Pires; Santos, 1995). Drenagem ácida de mina (DAM)

A DAM é resultado de um conhecido pro-cesso químico. Em contato com ar, água e microor-ganismos, minerais ricos em enxofre, como a pirita (FeS2), se oxidam e produzem ácido sulfúrico. Con-comitantemente, ferro e outros metais são descarre-gados na água. O problema pode ser associado com a extração de carvão ou com a escavação de rochas nas quais minerais sulfurosos, antes no subsolo, en-tram em contato com o oxigênio e com a água. Gu-

sek (2005) apresenta as quatro reações do processo de formação de DAM:

+−+ ++→++ HSOFeOHOFeS 2227 2

42

222 (1)

OHFeHOFe 23

22

21

41

+→++ +++ (2)

++ +→+ HOHFeOHFe 3)(3 32

3 (3)

+−+

+

++

→++

HSOFe

OHFeFeS

16215

81424

2

23

2 (4)

Em solução com baixo pH, as reações (1),

(2) e (4) são catalisadas por organismos unicelulares que aceleram a oxidação da pirita fazendo com que a acidez aumente. O aumento da acidez provoca a dissolução de outros metais pesados (Stumm et al. apud Seyler, 2003). Dessa forma, pode haver a con-taminação da água também por cobre, zinco, chumbo e manganês, entre outros metais.

Assim, de forma análoga ao triângulo do fo-go, o qual apresenta os elementos necessários para a combustão (oxigênio, combustível e calor), pode-se elaborar o tetraedro da DAM mostrando-se os ele-mentos imprescindíveis à formação da substância.

Figura 1 - Tetraedro de DAM. Tecnologias de extração de carvão mineral

A escolha do método de mineração é de-terminada pela geologia apresentada no local de extração. Assim, a combinação da profundidade da camada de carvão e do tipo de solo que a cobre estabelece se a forma de explotação será subterrâ-nea ou de superfície.

A explotação subterrânea se dá, em geral, quando a camada de carvão mineral está localizada em grandes profundidades ou quando a camada de solo e rochas que a cobre (overburden) apresenta


97

dificuldades de remoção. A explotação superficial apresenta viabilidade econômica quando a camada de carvão se localiza próxima ao nível do terreno. Ela consiste na escavação e remoção da camada de solo e rochas que cobre o carvão mineral. A partir daí, com o carvão exposto, a explotação, propria-mente dita, se inicia (WCI, 2005).

Em relação à contaminação dos corpos d’água, especial atenção deve ser dada à entrada de águas pluviais nas escavações. A retirada do overbur-den, o beneficiamento e a construção de vias de acesso, são responsáveis pela alteração da drenagem natural do terreno e do regime de infiltração e re-tenção de água no subsolo (Gibson, 1987). Tecnologias de tratamento de resíduos

As formas de tratamento de resíduos de o-perações de minas são classificadas em ações para o tratamento de efluentes e ações para a desmobiliza-ção do empreendimento. As ações para o tratamen-to do efluente são, por sua vez, classificadas como tratamento passivo e tratamento ativo.

As principais estruturas para a realização do tratamento passivo são as lagoas anaeróbica e aeró-bica, o canal calcário óxico, o dreno calcário anóxi-co, a bacia de fluxo vertical (BFV) e o leito de remo-ção de manganês (LRM). As lagoas, a BFV e o LRM são estruturas semelhantes que consistem em uma escavação trapezoidal para onde é conduzido o eflu-ente (DAM). A lagoa aeróbica apresenta uma cober-tura vegetal para redução do oxigênio dissolvido e a anaeróbica possui também uma camada de calcário. A bacia de fluxo vertical também apresenta uma camada de matéria orgânica e uma de calcário, mas seu efluente é drenado pelo fundo da escavação. O leito de remoção de manganês não possui camada de matéria orgânica, mas apresenta uma espessa camada de calcário. O canal óxico e o dreno anóxi-co destinam-se à condução do efluente para as uni-dades de tratamento e para o destino final (em ge-ral, os cursos d’água). A diferença ente eles consiste no fato de o dreno ser revestido. A tabela 1 apresen-ta as principais substâncias removidas pelo trata-mento.

O tratamento ativo de drenagem ácida de mina consiste na adição de um reagente químico que seja capaz de provocar a precipitação de subs-tâncias contaminantes a fim de que estas sejam pos-teriormente removidas. É mais utilizado em águas com elevado grau de contaminação ou quando há pouca disponibilidade de espaço (Coulton et al, 2005).

Os principais reagentes utilizados no tratamento ativo são o hidróxido de sódio (soda cáustica, Na-OH), cal hidratada (Ca(OH)2), cal virgem (CaO) e amônia (NH3). Também podem ser utilizados o óxido de magnésio (MgO), o hidróxido de magné-sio (Mg(OH)2) e o carbonato de sódio (Na2CO3).

Tabela 1 - Contaminante objeto do tratamento. TECNOLOGIA DE TRATAMENTO PASSIVO

ELEMENTO-ALVO DO TRATAMENTO

Lagoa Anaeróbica SO4, acidez

Lagoa Aeróbica Fe, U, Mg, As, CN

Canal calcário óxico Acidez, Zn, Cd, As, Mg, Ca Dreno calcário anóxico Acidez, Zn, Cd, As, Mg, Ca Bacia de fluxo vertical Acidez, SO4 Leito de remoção de man-ganês

Mn

Adaptada de Rees, 2005. Desmobilização do empreendimento mineiro

A desmobilização do empreendimento mi-neiro é determinada pelo parágrafo 2º do artigo 225 da Constituição Federal Brasileira, o qual estabelece que “aquele que explorar recursos minerais fica obrigado a recuperar o meio ambiente degradado, de acordo com solução técnica exigida pelo órgão público competente, na forma da lei” (BRASIL, 1988).

O tratamento de recomposição considerado no presente estudo é constituído por um trabalho de terraplenagem que consiste, apenas, no assenta-mento de uma camada de solo sobre a área impac-tada. Tal camada pode ser revestida com vegetação, impermeabilizada pela urbanização ou, ainda, não possuir revestimento algum. METODOLOGIA

Conrad e Clarke (1987) estabelecem um modelo da dinâmica de exploração dos recursos não-renováveis. Sejam X(t) e w(t), respectivamente, as descobertas acumuladas e o esforço de explora-ção. Sejam, ainda, R(t) e q(t) a reserva disponível e a quantidade extraída no tempo t. Pode-se dizer que:


98

)()()( tqttX

ttR

−∂

∂=

∂∂

(5)

))(),(()( tXtwfttX

=∂

∂ (6)

Em outras palavras, a variação da reserva de

recurso com o tempo depende da variação das novas descobertas com o tempo e da produção mineral. Assim, tem-se que: ∂f/∂w > 0, pois quanto maior o esforço de exploração, mais descobertas serão feitas; e ∂f/∂X < 0, pois à medida que novas descobertas são feitas, menores são as chances de que sejam realizadas outras descobertas.

Sejam Ci (qi(t)) o custo de extração da i-ésima mineradora, Ri suas reservas iniciais e p o preço de venda do minério em um mercado compe-titivo. Cada firma tenta maximizar os lucros de a-cordo com a seguinte formulação matemática, na qual δ refere-se à taxa de juros:

Max

[ ]∫ −−−=iT

tdtetwCtqCtqtp0

))(())(()()( δπ (7)

Sujeito a:

)())(),(()()1( tqtXtwftRtR −=−+ (8)

ii RR =)0( (9)

))(),(( tXtwftX

=∂∂

(10)

0)0( =X (11)

As restrições significam, respectivamente, que a variação da reserva com o tempo é igual, em módulo, à diferença entre descobertas e produção da mina; a reserva inicial de cada mina é igual à reserva total estimada; as novas descobertas variam conforme o esforço para realizá-las e a quantidade de descobertas já realizadas; e no início da operação não se consideram novas descobertas. Obtenção de dados

Os dados necessários para o modelo podem ser divididos em dados da bacia, dados relacionados

à extração do carvão mineral e ao tratamento do minério, dados relacionados ao tratamento de eflu-entes e dados relacionados ao fechamento do em-preendimento. A tabela 2 exibe os dados necessários ao desenvolvimento do estudo.

Tabela 2 - Variáveis de entrada.

VARIÁVEIS DA BACIA Q (i,t) Vazão mensal nos cursos d'água P (t) Precipitação mensal Lim (l) Limite tolerável de cada contaminante Qsub (t) Vazão oriunda do lençol freático VARIÁVEIS DE EXTRAÇÃO i Índice das minas T(i) Tempo de explotação das minas

A(i) Área de superfície minerada de cada mina

R0 (i) Reserva inicial da mina i p Preço da tonelada de carvão

ε Percentual de rejeitos no carvão ex Alternativas de explotação CExp (i) Custo fixo de explotação de cada mina CBen (i) Custo de beneficiamento do carvão

δ Taxa de juros VARIÁVEIS DE TRATAMENTO DE EFLUENTES j Alternativas de tratamento de efluentes

CTrat (i) Custo de tratamento de efluentes da mina i

l Contaminante considerado Conc (l,i) Concentração de l na DAM da mina i η (l,i) Percentual remanescente de l na mina iVARIAVEL DE FECHAMENTO DA MINA CFec(i) Custo para recompor a área da mina i

Construção de funções econômicas e de equações de restrição

As funções econômicas necessárias para o desenvolvimento do modelo dizem respeito à receita da mineradora, aos seus custos de extração e de beneficiamento e aos seus custos de tratamento de efluentes e de fechamento de mina.

A receita da mineradora pode ser dada pelo produto entre a quantidade de minério por ela pro-duzida (run of mine — ROM) e o preço unitário do carvão mineral, descontando-se a quantidade de resíduos presentes por tonelada de ROM:

)1(),(Re ε−••= tiqpceita (12)


99

Os custos de extração do carvão mineral dependem da tecnologia de extração adotada pela empresa ou analisada no cenário proposto. Assim, com base nos dados apresentados formula-se a e-quação 13.

),()( tiqiCExpExtração ex •= (13)

Os custos de tratamento de efluentes serão

divididos em parcelas mensais ao longo do tempo de explotação da mina. Assim, as parcelas do custo de tratamento j (Ctratj) terão seu valor dado pela equa-ção 14, onde M corresponde ao valor total do trata-mento.

1)1(

)1()( 0

−+

+= t

t

jij

MiCTrat

δ

δδ (14)

Por fim os custos de fechamento são dados

pelas ações de terraplenagem necessárias à execução de uma cobertura na área da mina e são representa-dos pela equação 15, onde Mid corresponde ao custo total de fechamento.

1)1()(

−+= t

idd

MiCFec

δδ (15)

As restrições consideradas no modelo são

referentes ao balanço de massa e à concentração de poluentes nos cursos d’água. O balanço de massa é dado pela equação 16.

),()1,(),( tiqtiRtiR −−= (16)

No entanto, deve ser considerada a reserva inicial de cada jazida, bem como o seu esgotamento ao final do tempo de explotação. Tais restrições são dadas, respectivamente, pelas equações 17 e 18.

iRtiR == )0,( (17)

0),( ==TtiR (18)

Para a concentração de poluentes nos cur-

sos d’água são necessárias as seções dos rios onde são analisados os limites de concentração de conta-minantes (aquelas nas quais as minas despejam seus efluentes), os limites de concentração toleráveis do poluente l (Lim(l)) e as vazões mensais do rio no trecho considerado e no tempo t (Q(i,t)).

Seja, ainda, a carga de poluentes despejada nos rios da bacia hidrográfica em estudo dada pelo produto entre a vazão do efluente do tratamento e a concentração de cada contaminante após o devido tratamento. Assim, formula-se a equação 19.

),(),(),(),,(arg ilConctitiQtilaC efluente ••= η (19)

Para que seja possível a comparação da des-

carga de contaminantes com os valores de concen-tração previstos em lei, deve-se dividir o valor encon-trado acima pela vazão no trecho de rio receptor dos efluentes da mina considerada. Então, a conta-minação causada por uma mina pode ser escrita conforme a equação 20.

),(),(),(),(

),,(tiQ

ilConctitiQtilCont efluente ••

=η

(20)

Sabe-se que a vazão efluente de cada mina

varia com o tempo, pois é fruto de características hidrológicas locais, tais como precipitação e vazão oriunda de aqüíferos subterrâneos. A esse respeito, ressalta-se que a água precipitada diretamente nas minas, ou aquela que para ela flui devido às altera-ções da drenagem na área minerada, é esgotada em sua totalidade e descarregada para tratamento.

Além disso, contribui o processo de benefi-ciamento do carvão mineral para um maior volume de despejos, já que para cada tonelada de minério extraída é necessária uma quantidade de água (K) para que se consiga separar os resíduos. Dessa forma a vazão efluente mensal (Qefluente) originada por cada mina pode ser dada pela equação 21.

),(),()(),(Pr),( tiqKtiQsubtiAtiectiQefluente •++•= (21)

De posse de tais parâmetros, pode-se cons-

truir o conjunto de restrições dado pela equação 22.

)(),(

),(),(),(1 lLim

tiQ

ilConctitiQm

iefluente

≤••∑

=

η (22)

A variação do somatório de 1 a m refere-se

às minas que contribuem para o acúmulo de conta-minantes em determinada seção de rio e o parâme-tro Lim (l) diz respeito à concentração de determi-nado contaminante permitida. Cabe salientar que

A O

nãpu Ap

cré sobam M

M

Su R R Rm

i∑

=

RE

cesu A

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Utilização de InCaso da Região

ão está sendouração dos cu

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Matematicame

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ESULTADO

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Em suH próximo de metais pesfluentes indestuários, cuém de atividento de car

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Rio Ararangua. ua nascente, ode 3,0, altas cosados. O rio dustriais (ceurtumes etc.dades ligadas rvão mineraapenas a exie forma esq

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do o fenômens.

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(25

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de a, s, a-o, de e-

sentar3.

Figura

s

Dadosda sub

Sangãtanto,para aAraranTARINvazões

Mineração:

r a sub-bacia

a 2 - Localizaçãsanga e Araran

Figura 3 - Des

s hidrometeob-bacia do Ri

Os rios fão não possu necessária ua caracterizanguá em quNA, 1997a). s mensais do

do Rio Sang

ão das Bacias dnguá. Adaptad

senho Esquemdo Rio Sang

orológicos io Sangão

formadores em postos deuma abordagação hidrolóualquer seção

As tabelas s rios da sub-

gão conform

dos Rios Tubada de Gomes, 2

mático da sub-bgão.

da sub-baciae medição segem de regio

ógica da Baco fluvial (SA3 e 4 apres-bacia do Rio

me a figura

arão, Urus-2005.

bacia

a do Rio endo, por-onalização ia do Rio

ANTA CA-sentam as o Sangão.


101

Tabela 3 - Vazões mínimas em m3/s no trecho norte da bacia do Rio Sangão.

Mês Rio Sangão (trecho nor-te)

Córrego Naspolini

Rio Maina

Jan 0,374 0,014 0,048 Fev 0,675 0,026 0,086 Mar 0,531 0,020 0,068 Abr 0,470 0,018 0,060 Mai 0,320 0,012 0,041 Jun 0,278 0,011 0,035 Jul 0,349 0,013 0,044 Ago 0,308 0,012 0,039 Set 0,393 0,015 0,050 Out 0,405 0,015 0,052 Nov 0,335 0,013 0,043 Dez 0,369 0,014 0,047

Adaptada de Santa Catarina, 1997a.

Tabela 4 - Vazões mínimas em m3/s no trecho sul da bacia do Rio Sangão.

Mês Rio Sangão (trecho sul)

Rio Crici-úma

Córrego Mina A

Jan 0,321 0,027 0,007

Fev 0,580 0,048 0,012 Mar 0,456 0,038 0,010 Abr 0,404 0,034 0,008 Mai 0,275 0,023 0,006 Jun 0,239 0,020 0,005 Jul 0,299 0,025 0,006 Ago 0,264 0,022 0,006 Set 0,337 0,028 0,007 Out 0,348 0,029 0,007 Nov 0,287 0,024 0,006 Dez 0,317 0,026 0,007

Adaptada de Santa Catarina, 1997a.

Como não há estações pluviométricas locali-zadas na sub-bacia do Rio Sangão, a precipitação é considerada constante em todos os pontos onde há minas na área de estudo. No presente trabalho, considera-se que a vazão mensal bombeada para fora das minas corresponde ao volume de água pre-cipitado sobre a área de superfície minerada. Os valores de precipitação adotados referem-se à medi-ção realizada no município de Forquilhinha, vizinho ao município de Criciúma, onde se localiza parte da

sub-bacia do rio Sangão. A tabela 5 exibe os valores adotados.

Tabela 5 - Valores de precipitação adotados no modelo.

Mês Precipitação (mm)

Jan 170,28 Fev 188,35 Mar 129,09 Abr 99,87 Mai 98,84 Jun 96,05 Jul 123,71 Ago 104,22 Set 124,63 Out 135,62 Nov 132,73 Dez 162,82

Adaptada de Gomes, 2005. Condições de qualidade da água

Gomes (2005) relata a concentração média dos principais componentes da drenagem ácida de treze bocas de minas abandonadas nas bacias hidro-gráficas dos Rios Araranguá e Urussanga. A tabela 5 exibe tais concentrações, além do valor de pH, e compara com os valores da Resolução Conama 257. Tabela 6 - Padrões estabelecidos pelo Conama e composi-

ção da DAM nas minas da bacia do Rio Araranguá.

Parâmetro Padrão Classe 1

Padrão Classe 3

Padrão apresentado na bacia

pH Entre 6,0 e 9,0 Entre 6,0 e 9,0 3,17

Fe 0,3 mg/L 5,0 mg/L 29,48 mg/L Al 0,1 mg/L 0,2 mg/L 18,63 mg/L Mn 0,1 mg/L 0,5 mg/L 2,63 mg/L Zn 0,18 mg/L 5,0 mg/L 2,15 mg/L Cu 0,009 mg/L 0,013 mg/L 0,001 mg/L Sulfatos 250 mg/L 250 mg/L 1460 mg/L Adaptada de Gomes, 2005. Dados relacionados à extração.

Os resíduos gerados no beneficiamento se-rão despejados no trecho de rio em cuja área de


102

drenagem a mina se encontra. A verificação do a-tendimento aos parâmetros de qualidade da água será realizada no mesmo ponto. A tabela 6 apresenta a localização das minas, sua área aproximada, a re-serva de minério e o tempo de explotação do carvão mineral.

Tabela 7 - Dados relacionados às minas.

Segundo o SIECESC, o preço da tonelada de carvão beneficiado é de R$ 110,00, considerando-se a produção de CE 4.500 kcal/kg cujo índice de rejeitos é de, aproximadamente, 65%. A taxa de juros considerada será de 0,8% ao mês. As minas da área de estudo são subterrâneas com utilização ex-clusiva da técnica de câmaras-e-pilares. O custo da lavra subterrânea, nesse caso, é de aproximadamen-te R$30,00 por tonelada ROM. O beneficiamento do carvão mineral tem um custo aproximado de R$3,00 por tonelada, conforme informações cedidas pelo SIECESC.

Cumpre ressaltar que os dados apresentados variam de acordo com a empresa mineradora. No entanto, podem ser vistos como uma média apresen-tada pelas empresas estabelecidas na área de estudo. Dados relacionados ao tratamento de efluentes

O custo de tratamento de efluentes varia de acordo com a concentração de metais presentes na drenagem ácida. Segundo Gusek (2005), o custo de tratamento por quilograma de metal retirado do efluente, em preços de 1995, pode variar de US$0,33 a US$0,38 no caso de tratamento passivo. Para o tratamento ativo, o mesmo autor estima seu custo em US$ 0,77. A tabela 8 relaciona tratamen-tos, custos e a remanescência de metais.

Tabela 8 - Tratamentos, custos e remanescências adota-dos.

Pode-se prever o volume de efluentes a tra-tar a partir da consideração de que são necessários 2 m3 de água para beneficiar uma tonelada de carvão mineral (SANTA CATARINA, 1997b). Soma-se ao volume de efluentes o produto da precipitação total ao longo do tempo da atividade pela área minerada para a determinação do volume de águas pluviais destinadas ao tratamento. A massa total de metais a tratar será o produto da concentração total de me-tais pelo volume de efluentes gerado.

Aplicando-se a Eq. (14), com a taxa de juros mensal de 0,8%, nos valores totais, obtêm-se os cus-tos de tratamento mensais. A tabela 9 apresenta tais custos arredondados para a centena superior mais próxima.

Tabela 9 - Parcelas mensais dos custos de tratamento

Dados relacionados ao fechamento de mina

A previsão dos custos com o fechamento de mina é feita estimando-se quantidade de rejeitos produzidos pela explotação do carvão. Desse modo, a partir da reserva inicial estabelecida para cada

Mina Área Minerada (m2)

Receptor Reserva (x106ton)

Tempo de explotação (anos)

Mina 1 17.500 Sangão 9,00 15 anos

Mina 2 10.000 Naspolini 6,00 15 anos


Mina 4 10.000 Maina 3,75 15 anos


Mina 6 4.000 Criciúma 4,50 15 anos


Mina 8 850 Mina A 3,00 15 anos


Tratamento Custo

(R$/Kg)

Percentual Remanescente

(η) Passivo simples 1,12 2%

Passivo com lagoa

anaeróbica 1,29 1% Ativo 2,61 0

Minas Tratamento passivo simples (CTrat1 (i))

Tratamento passivo com lagoa anaeróbica (CTrat2 (i))

Tratamento ativo (CTrat3 (i))

Mina 1 R$ 11.500,00 R$ 13.200,00 R$ 26.700,00 Mina 2 R$ 7.700,00 R$ 8.800,00 R$ 17.800,00 Mina 3 R$ 11.500,00 R$ 13.200,00 R$ 26.700,00 Mina 4 R$ 4.700,00 R$ 5.400,00 R$ 11.000,00 Mina 5 R$ 11.500,00 R$ 13.200,00 R$ 26.700,00 Mina 6 R$ 5.700,00 R$ 6.600,00 R$ 13.200,00 Mina 7 R$ 11.500,00 R$ 13.200,00 R$ 26.700,00 Mina 8 R$ 3.800,00 R$ 4.400,00 R$ 8.800,00 Mina 9 R$ 11.500,00 R$ 13.200,00 R$ 26.700,00


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mina e do percentual de rejeitos contidos no miné-rio e, ainda, tendo em vista o fato de que as minas esgotam-se dentro de um tempo estabelecido, pode-se definir a quantidade de rejeito gerado. De posse da quantidade de rejeito a ser gerada durante a operação da mina, pode-se estimar o custo total de fechamento, tendo como base o valor de US$ 0,80 por tonelada de rejeito, com taxa de juros de 0,8% ao mês. A tabela 10 apresenta os resultados obtidos com arredondamento para a centena superior mais próxima.

Tabela 10 - Custos mensais para o fechamento de mina.

Minas Custo total de fechamento

Custos mensais de fechamento (CFec(i))

Mina 1 R$ 10.530.000,00 R$ 20.100,00Mina 2 R$ 7.020.000,00 R$ 13.400,00Mina 3 R$ 10.530.000,00 R$ 20.100,00Mina 4 R$ 4.287.500,00 R$ 8.400,00Mina 5 R$ 10.530.000,00 R$ 20.100,00Mina 6 R$ 5.265.000,00 R$ 10.100,00Mina 7 R$ 10.530.000,00 R$ 20.100,00Mina 8 R$ 3.510.000,00 R$ 6.700,00Mina 9 R$ 10.530.000,00 R$ 20.100,00 Cenário 1 - O caso-base: sem tratamento de efluen-tes e sem plano de fechamento

O caso-base consiste na situação em que não há qualquer tipo de tratamento para o efluente gerado e não é considerada a responsabilidade de recomposição da área degradada. Assim sendo, veri-ficou-se, aplicando a formulação matemática repre-sentada pelo conjunto de equações (23) a (26), o valor de R$ 246.360.674,38 para a função-objetivo. Devido à ausência de tratamento, o valor encontra-do é o maior entre os cenários analisados em detri-mento da qualidade das águas da bacia. Conforme Wildemann (2005), um projeto que não integra o tratamento de efluentes e o fechamento do empre-endimento é considerado um projeto fraco, pois provoca prejuízos futuros. Observou-se que as minas de número ímpar, as situadas às margens do rio Sangão, apresentaram a mesma produção. Tal se deve ao fato de que, para essas minas, são idênticas as reservas iniciais. Verificou-se também que a ma-ximização da produção impõe que as minas operem com sua máxima capacidade de produção no início do período analisado a fim de que se possa obter

maior retorno financeiro, evidenciado pelo Valor Presente Líquido.

A falta de tratamento de efluentes fez com que fossem atingidas altas concentrações dos parâ-metros analisados. No caso de ferro, verificaram-se valores quase mil vezes maiores que aqueles permi-tidos para enquadramento na classe 1 (0,3 mg/L) e cerca de 60 vezes maiores que o tolerável em en-quadramento classe 3 (5,0 mg/L). No caso de con-centração de sulfatos foram atingidos valores 50 vezes maiores que o permitido para ambas as classes (250 mg/L). No caso do manganês o limite para classe 1 (0,1 mg/L) foi violado por valores cerca de 250 vezes maiores e para classe 3 (0,5 mg/L) por valores 50 vezes maiores.

Realiza-se, ainda, a tentativa de enquadra-mento das águas da bacia nas classes 1 e 3, respecti-vamente. Cenário 2: enquadramento das águas da bacia na classe 1

Conforme apresentado no item anterior, a falta de tratamento de efluentes fez com que os parâmetros de qualidade da água analisados tives-sem concentrações excedentes aos limites impostos pela lei. Portanto, para que tais limites sejam respei-tados, é mister o emprego de técnicas de tratamento em todas as minas da bacia. No caso 1, é realizada a tentativa de enquadramento das águas da bacia na classe 1.

Considera-se a forma intermediária de tra-tamento (passivo com lagoa anaeróbica) para as minas localizadas às margens do Rio Sangão, en-quanto para as demais foi considerado o tratamento passivo simples. Verifica-se que dessa maneira não é possível o atendimento dos limites estabelecidos pela Resolução CONAMA para enquadramento das águas da bacia na classe 1. Verificou-se que apenas as minas situadas no trecho norte do Rio Sangão (minas 1, 3 e 5) conseguiram respeitar o limite de 0,3 mg/L imposto pela legislação. Este resultado pode ser justificado pela localização dessas minas a montante da bacia, onde o somatório das cargas poluentes ainda é pequeno.

A violação das restrições é mais acentuada nos casos das minas situadas nos afluentes do rio Sangão. Isto se deve à menor vazão desses rios o que eleva a concentração de qualquer contaminante descarregado em suas águas.

Assim sendo, realizam-se no presente estudo mais duas simulações. A primeira delas diz respeito ao enquadramento das águas na classe 3 e é deno-minada de caso 3. O caso 4 consiste da elevação dos


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gastos com tratamento de efluentes na tentativa de enquadrar as águas da bacia na classe 1.

Cenário 3: enquadramento das águas da bacia na classe 3

Nesse caso, o valor final da função objetivo reduz-se, como era de se esperar, em relação ao caso base, e toma o valor de R$ 224.743.760,66. A dife-rença de rendimentos representa, aproximadamen-te, 8,77% do VPL obtido no caso base. Ressalta-se, no entanto, que se incluem na redução do VPL os gastos com o fechamento das minas, os quais no caso base não deixariam de existir. Ademais, o res-peito aos parâmetros de qualidade da água possibili-ta a existência de outras atividades econômicas que dela dependam, fazendo com que toda a sociedade tenha benefício. Cenário 4: elevação dos gastos com tratamento de efluentes para enquadramento na classe 1.

Para que os limites sejam respeitados, é ne-cessário o emprego de técnicas de tratamento que sejam capazes de garantir uma maior redução das cargas, ainda que para isso se devam elevar os gastos com tratamento. Assim, no caso 2, não se adota o tratamento passivo simples. Seis minas terão o tra-tamento ativo de seus efluentes (1, 2, 3, 5, 6 e 8) e três delas (4, 7 e 9) terão o tratamento passivo com lagoa anaeróbica. Dessa forma, obtém-se o valor de R$ 218.585.329,07 para a função objetivo, o que implica uma redução de 11,27% em relação ao caso base.

Verificou-se que a mina 4, a qual recebeu a forma intermediária de tratamento, teve de diminu-ir sua produção nos primeiros meses de operação a fim de atender os limites para enquadramento na classe 1. Observou-se, ainda, que nos meses em que a concentração de ferro atinge o limite máximo previsto na lei, a produção de minério da mina 4 é diminuída, fazendo com que seja gerada uma me-nor vazão efluente e, em conseqüência, se reduzam as emissões de cargas poluentes.

Uma alternativa para o respeito à classifica-ção das águas da bacia como Classe 1 seria a opera-ção das minas em momentos diferentes. Em outras palavras, o órgão responsável pela emissão de licen-ças poderia permitir a exploração de minas situadas em uma área da bacia, liberando novos empreendi-mentos apenas quando tais minas fossem desmobili-zadas. Tal alternativa não foi avaliada no presente trabalho.

CONCLUSÃO

Pode-se concluir que, com o uso do modelo elaborado, é possível realizar a internalização dos custos ambientais na atividade de mineração de carvão e, assim, reduzir a incidência de prejuízos em outros agentes decorrentes da poluição dos cursos d’água. Ademais, percebe-se que tal internalização pode, ainda, caracterizar corte de despesas tendo em vista que reduz gastos imprevistos, impedindo que o empreendedor seja surpreendido com despe-sas extras. A esse respeito, cumpre salientar o efeito positivo da distribuição, ao longo do período de explotação, de parte dos custos de fechamento, o que reduz sua concentração nos períodos finais — mais críticos pela diminuição de rendimentos. Ain-da quanto à internalização dos custos ambientais, destaca-se que ações tardias podem consumir os ganhos realizados pelos custos acumulados, causa-dos, inclusive, por ações legais.

A utilização da bacia hidrográfica como u-nidade de estudo mostra-se uma metodologia eficaz de controle da poluição das águas superficiais, pois a propagação e o transporte dos sedimentos se dão por elas. Cabe, ainda, ressaltar que foram utilizados os valores de vazões mínimas mensais, o que, tornou a situação bastante restritiva, porém coerente quan-to aos aspectos preventivos.

Por fim, cabe destacar mais uma vez, que é possível internalizar os custos ambientais e, assim, respeitar a classificação de uso das águas sem que isso inviabilize a mineração de carvão. Limitações e Proposta de novos trabalhos

Ressalta-se a utilidade do modelo apresen-tado para os órgãos de controle e fiscalização de bacias hidrográficas. Um novo tema seria a aplicação de modelo semelhante para diversas atividades eco-nômicas instaladas na bacia.

Com uma dinâmica hidrológica distinta da-quela verificada no escoamento das águas superfici-ais, as águas subterrâneas não foram consideradas no modelo. Assim, deixou-se de analisar a questão da contaminação dos aqüíferos subterrâneos, tema de relevada importância à sociedade. REFERÊNCIAS BORDALLO, C. L. A (1995). A Bacia Hidrográfica como unida-

de de planejamento dos recursos hídricos. NU-MA/UFPA. Belém.


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BRASIL, 1988. Constituição (1988). Constituição da República Federativa do Brasil. Brasília, DF: Senado.

CONAMA. Resolução n. 357 de 18 de mar. de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Disponível em www.mma.gov.br, acesso em 12 de mar. de 2006.

CONRAD, J.M., CLARKE, C.W (1987). Natural Resource Economics: Notes and Problems. Cambridge: Cam-bridge University Press, 231p.

COULTON, R., WILLIAMS, K (2005). Active Treatment of Mine Water: A European Perspective. In: Contemporary Reviews of Mine Water Studies in Europe, Part 2. Mine Water and the Environment, vol. 24 (4), p. 23-26.

GIBSON, J. (1987). Coal and the Environment. Rio de Janeiro: Science Reviews, 59p.

GOMES, C. Projeto de Recuperação Ambiental: Áreas Impac-tadas Pela Mineração de Carvão. Apresentado no I Workshop da Companhia Vale do Rio Doce sobre Drenagem Ácida de Mina, 2005.

GUSEK, J, 2005. Passive Treatment System Design, Con-struction and Operating Costs: How Much it Really costs Comparative to the Alternatives? In: I Work-shop da Companhia Vale do Rio Doce sobre Drena-gem Ácida de Mina.

LANNA, A. (1995). Gerenciamento de bacia hidrográfica: aspectos conceituais e metodológicos. IBAMA. Bra-sília, 170p.

PINDYCK, R., RUBINFELD, D. (2002). Microeconomia. São Paulo: Prentice Hall, 711p.

PIRES, J., SANTOS, J. (1995). Bacias Hidrográficas. Integra-ção entre Meio Ambiente e Desenvolvimento. In: Ci-ência Hoje, Águas no Brasil: má utilização e falta de planejamento. No 110. SBPC. Rio de Janeiro.

REES, B. (2005). An Overview of Passive Mine Water Treat-ment in Europe. In: Contemporary Reviews of Mine Water Studies in Europe, Part 2. Mine Water and the Environment, Springer-Verlag.

SANTA CATARINA (1997a). Plano de Gestão e Gerenciamen-to da Bacia do Rio Araranguá. Vol II: Caracterização Hidrológica. Florianópolis: Epagri.

SANTA CATARINA (1997b). Plano de Gestão e Gerenciamen-to da Bacia do Rio Araranguá. Vol IV: Disponibilidade das Águas Superficiais. Florianópolis: Epagri.

SEYLER, J., FIGUEROA, L., AHMANN, D., WILDERMAN, T., ROBUSTELLI, M. (2005). Effects of Solid Phase Or-ganic Substrate Characteristics on Sulfate Reducer Activity and Metal Removal in Passive Mine Drainage Treatment Systems. National Meeting of American Society for Mining and Reclamation.

WILDERMAN, T. GUSEK, J., VASCONCELOS, F. Passive Treatment of Mining Influenced Waters. Apresentado no I Workshop da Companhia Vale do Rio Doce so-bre Drenagem Ácida de Mina, 2005.

WORLD COAL INSTITUTE (2006). The Coal Resource: a Comprehensive Overview of Coal. Disponível em www.worldcoal.org. Acesso em 03 de abril de 2006.

Water Resources Usage Planning in River Basins Subjected to Coal Mining: the Case of the Santa Catarina Carboniferous Region ABSTRACT

The environmental impacts provoked by some eco-nomic activities may cause financial damages to third parties since the cost of remediation or the one to prevent deleterious action harms and, in some cases, causes other economic activities to be impracticable. Coal mining fits into this context. In such activity, the contact of superficial water, groundwater, or rainwater with specific elements resulting from the drilling , in the presence of oxygen and microorganisms, forms the acid mine drainage (AMD) that, to a large extent of the cases, runoff in adjacent riv-ers, jeopardizing other uses of that water. Thus, the present work aims to elaborate a methodology of the mineral coal exploitation planning in river basins that achieves the excellent production of the ore with the costs of effluent treatment and closure internalized (environmental costs) so that water quality parameters are respected and there is no incidence of damages to third parties. Such methodology is based on the elaboration of an optimization model that is capable to represent, during the mine's exploitation time, the load of pollutants launched in the river basin's water. Keywords: Acid Mining Drainage, River Basin, Optimiza-tion.

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